Evaluation rapide des protéines par turbidimétrie ...biblio.univ-annaba.dz/wp-content/uploads/2015/11/These-Boumaza-Soraya-.pdf · therefore possible to monitor the effectiveness

REPUBLIQUE ALGERIENNE DEMOCRATIQUE ET POPULAIRE

MINISTERE DE LENSEIGNEMENT SUPERIEUR ET DE LA RECHERCHE SCIENTIFIQUE

-UNIVERSITE BADJI MOKHTAR - ANNABA

FACULTE DES SCIENCESDEPARTEMENT DE BIOCHIMIE

LABORATOIRE DE TRAITEMENT DES EAUX ET VALORISATION DES DECHETSINDUSTRIELS

Thse En vue de lobtention dun Diplme de Doctorat 3me cycle (LMD)

En BIOCHIMIEOption : Biochimie Applique

Intitule

Presente par : Mlle BOUMAZA Soraya

Directeur de thse : Mr.HAZOURLI Sabir Professeur, Universit dAnnaba

Membres de Jury:

Prsident : M. LADJAMA A. Professeur, Universit dAnnaba

Examinateurs : M. AOUADI S. MCA, Universit dAnnaba

M. SAHMOUNE A. Professeur, Univ.Tizi Ouzou

M. MERZOUK B. MCA, Univ.Msila

Anne universitaire : 2014/2015

Evaluation rapide des protines par turbidimtrie :Application quelques effluents agro-alimentaires

avant et aprs un traitement de clarification

RemerciementsJe remercie DIEU qui ma offert la force et la patience pour accomplir le prsent

travail.

Ce travail a t ralis au laboratoire de Traitement des Eaux et Valorisation des

Dchets Industrielles (LTEVDI) sous la direction de Monsieur HAZOURLI Sabir,

Professeur lUniversit Badji Mokhtar dAnnaba. Quil trouve ici mes profonds

remerciements pour ses critiques constructives, pour sa patience et pour son encouragement.

Profonds respects et ternelles reconnaissance.

Je tiens tmoigner ma respectueuse reconnaissance Monsieur le Professeur

LADJAMA Ali, responsable de la formation Doctorale de Biochimie Applique, pour

lhonneur quil me fait en acceptant de prsider le jury de ma soutenance.

Je suis trs honore de compter parmi les membres du jury Mr SAHMOUNE Amar,

Professeur luniversit de Tizi-Ouzou, Mr MERZOUK Belkacem, Maitre de confrence

luniversit Mohamed Boudiaf de Msila et Mr AOUADI Saoudi, Maitre de confrence

luniversit Badji Mokhtar dAnnaba, quils soient vivement remercis.

Je tiens galement remercier le personnel du service de production et du laboratoire

de lusine Mahbouba de Berrahal pour les services quil ma offerts au sein de lindustrie,

ainsi que le personnel qui a particip la ralisation des essais de prlvements deaux

rsiduaires.

Je tiens saluer tout globalement, toutes les personnes du laboratoire (LTEVDI) qui

ont contribu crier une ambiance de travail agrable tout en prenant du temps pour

apporter leur aide quand elle tait ncessaire.

Je noublie pas de remercier mes amies et mes collgues : Meriem, Sana, Fatma

Zohra, pour leur sincres amitis et pour leur aide, et qui je dois ma reconnaissance et mon

attachement.

Je ne pourrai terminer ces remerciement sans y associer les membres de ma famille,

qui mont toujours apport leur soutien et leur appui, afin darriver au terme de ce travail.

Mes remerciement sadresse a mon fianc pour sa prsence et son encouragement.

Je voudrais tout autant exprimer mes vifs remerciements tous ceux qui ont particip

de prs ou de loin llaboration de ce travail.

Rsum, Abstract,

Rsum

Cette tude fournit une mthode turbidimtrique, reconnue dvaluation rapide et

prcise, de la dispersion de flux de protines contenus dans des effluents agro-alimentaires,

avant et aprs un traitement de clarification par lectrocoagulation (EC) en continu. Les

effluents tudis sont ceux de laiterie, dabattoir et de crales. Les principaux objectifs viss

par cette tude sont : lexistence et la variabilit de la corrlation entre la turbidit et les

protines afin de mettre en uvre la mesure en continu et in situ de la turbidit en vue

destimer par extrapolation, les concentrations en protines.

Les rsultats ont pu mettre en vidence une extrapolation possible entre ces deux

paramtres mais dans les limites de concentrations testes; les coefficients de corrlation

trouvs sont de 0,96, 0,94 et 0,74 pour les eaux de laiterie, dabattoir et de crale

respectivement.

Lextrapolation a t valide avec satisfaction sur une application de traitement de ces

eaux par EC o le taux de clarification obtenu est suprieur 95% en paramtre de turbidit

donc de protines. Il est possible alors de contrler l'efficacit de cette technique par rapport

au paramtre protine et procder ventuellement une automatisation en capteur de

turbidit ; rduisant ainsi le temps et le cot lis l'analyse des protines.

Aussi pour ltude du cot dexploitation de la technique dEC, il a t montr que ce

cot est faible et que seuls les paramtres de temps dlectrolyse et daluminium dissous en

solution, sont influents.

Mots cls : Automatisation, lectrocoagulation, Extrapolation, Protines, Turbidit, cot.

Rsum, Abstract,

Abstract

This study provides a turbidimetric method, recognized for its rapid and precise evaluation, of

flow dispersion of proteins contained in agro-alimentary effluents, before and after

clarification treatment by continuous electrocoagulation (EC). Different wastewater effluents

were studied such as those of dairy, abattoir and cereals. The principal aims of this study are:

the existence and the variability of the correlation between turbidity and proteins; in order to

implement the measure in continuous and in situ of turbidity to estimate, by extrapolation,

proteins concentrations.

The results obtained were able to highlight possible extrapolation between these two

parameters but within the tested limits of concentrations; the correlation coefficients obtained

are 0.96, 0.94 and 0.74 for the dairy, the slaughterhouse and the cereal effluents, successively.

Extrapolation has been validated with satisfaction on effluents treated by EC. It is

therefore possible to monitor the effectiveness of this technique via protein parameter and

optionally perform turbidity sensor automation; thus reducing time and cost related to the

analysis of proteins.

Also, for the study of the operating cost of the EC technique, it has been shown that

this cost is low and only the electrolysis time and aluminium dissolved in solution are

influential.

Key words: automation; electrocoagulation; extrapolation; proteins; turbidity; cost.

Rsum, Abstract,

.

.

:

.

. 0.74 0.960.94

. %95

.

.

. :

Liste Des Tableaux

Liste Des Tableaux

N Titre Page

1 Classification et solubilit protinique 7

2 Classes de turbidit usuelles 16

3 Forme des impurets des eaux 18

4 Modes de connexion et valeurs des intensits et des tensions 29

5 Principales caractristiques des eaux rsiduaires avant un

traitement dEC

57

6 Ratios des eaux uses tudis 58

7 Application de la relation de corrlation turbidit/protines de la

laiterie dautres effluents

63

8 Effet du pH initial sur lefficacit de la rduction des protines 69

9 Qualit des eaux uses avant et aprs le traitement dEC 76

10 Traitement dEC de diffrentes eaux uses : tude comparative 79-80

11 Etude du cot dexploitation de lEC 82

Liste Des Figures

Liste Des Figures

N Titre Page

1 Formule dveloppe dune protine de n acides amins 4

2 Reprsentation des structures secondaire, tertiaire, et quaternaire

dune protine

6

3 Reprsentation schmatique des principaux facteurs participants

l'eutrophisation du milieu aquatique

22

4 Principe de la technique dlectrocoagulation 27

5 Diffrents types de connexion. 29

6 Lieu de prlvement des eaux rsiduaires 41

7

8

Structure de Bleu de Coomassie

Courbe dtalonnage de DCO-mtre utilisant une solution de

Biphthalate de potassium (KHC8H4O4) diffrents concentrations

43

46

9 Racteur dEC en dynamique 51

10

Courbe dtalonnage de srum albumine bovine (SAB) pour le

dosage des protines par la mthode de Bradford (gamme

dtalonnage 0 1 g/L)

58

11 Reprsentation graphique de linfluence de la dilution des eaux

residuaires sur la mesure des protines (A) et de la turbidit (B)

61

Liste Des Figures

12 Extrapolation des mesures de la turbidit aux protines pour les

diffrentes

62

13 Effet de la densit du courant sur llimination des protines 66

14 Effet de la concentration de KCl sur lefficacit dEC 71

15 Effet de la temprature sur lefficacit du traitement par EC 73

16 Effet du dbit de circulation de leffluent sur lefficacit dEC 74

17 Taux de rduction de protines par extrapolation des mesures de

turbidit aprs traitement dEC des eaux tudies.

75

Liste des Abrviations et Symboles

Liste des Abrviations et Symboles

A Ampre.

AFNOR Association franaise de normalisation.

Ag Antigne.

Al(OH)3 Hydroxyde daluminium.

APHA American Public Health Association.

BBC Bleu brillant de coomassie.

C nergie Consommation dnergie.

C Al3+ Consommation daluminium aux lectrodes.

C Degr Celsius.

Ca2+ Ions de Calcium.

CE Communaut Europenne.

CEE Communaut Economique Europenne.

Cl- Ion chlorure.

C.M.A Concentration maximale admissible.

CiX Concentration initial dun paramtre.

CfX Concentration final dun paramtre.

d Densit.

DCO Demande chimique en oxygne (mg O2.l-1).

DBO Demande biochimique en oxygne.

EC Electrocoagulation.

E/H Eau / Huile.

E.P.A Environmental Protection Agency.

F Constante de faraday (96487 C.mol-1).

F.T.U Formazine turbidity Unit.

H Hydrogne.

H/E Huile / Eau.

i Densit de courant (mA.cm-2).

I Intensit du courant (A).

Liste des Abrviations et SymbolesJ.O.R.A Journal Officiel de la Rpublique Algrienne.

J.T.U Jackson turbidity unit.

Kappa.

KCl Chlorure de potassium.

Km Kilomtre.

Kg Kilogramme.

n Nombre des lectrodes

N.G Niveau guide.

M Molarit (mol.l1-)

MES Matires en suspension.

min Minute.

mg/L Milligramme par litre.

nm Nanomtre.

OMS Organisation mondiale de la sant.

pI Point Isolectrique.

RX Rayon X.

SAB Srum albumine bovine.

T Temprature.

t Temps (min).

TX (%) Pourcentage de rduction.

U Tension en Volt

UNT Units Nphlmtriques de Turbidit.

UV Ultra Violette.

V Volume.

Z Numro atomique.

s/cm Micro siemens par centimtre.

Alpha.

Bta.

% Pourcentage.

Sommaire

Sommaire

Liste des tableaux

Liste des figures

Liste des abrviations et symboles

Introduction gnrale 01

Partie Bibliographique

Chapitre I : Les protines et leurs dosages

I.1. Bref aperu sur les protines 04

I.1.1. Structure des protines 04

I.1.1.1. Structure primaire 05

I.1.1.2. Structure secondaire 05

I.1.1.3. Structure tertiaire 05

I.1.1.4. Structure quaternaire 05

I.1.2. Classification et exemples de protines 06

I.1.2.1. Classification des protines 06

I.1.2.1.1. Classification en fonction de la composition 06

I.1.2.1.2. Classification en fonction de la solubilit 07

I.1.2.1.3. Classification en fonction de la forme des molcules 08

I.1.2.2.Exemples de proteines 08

I.1.2.2.1. Protines du lait 08

I.1.2.2.2. Proteines dabattoir 08

I.2.2.3. Proteines des crales 09

I.1.3. Principales proprits des protines 09

I.1.3.1. La solubilit 09

I.1.3.2. La dnaturation 10

I.1.3.3. Proprits mulsifiantes 10

I.1.3.4. Proprits moussantes 11

I.1.3.5. Propriets glifiantes 11

I.2. Mthodes de dosage des protines 12

I.2.1. Methodes physico-chimiques 12

I.2.1.1. Mthode de kjeldahl 12

I.2.1.2. Mthode de Biuret 12

Sommaire

I.2.1.3. Mthode de Lowry 13

I.2.1.4. Mthode de Bradford 13

I.2.2. Mthodes immunologiques 13

I.2.3. Mthodes microbiologiques 14

I.2.4. Mthodes physiques 14

I.2.4.1. Spectrophotomtrie Ultra Violette (U.V) 14

I.2.4.2. Fluorimtrie 15

I.2.4.3. Turbidimtrie 15

Chapitre II : Identification de la pollution et traitement des eaux rsiduaires

II.1. Identification de la pollution des eaux 17

II.1.1. Diffrents types deaux rsiduaires 17

II.1.2. Composition des eaux rsiduaires 18

II.1.3. Paramtres de caractrisation de la pollution 18

II.1.3.1. Paramtres organoleptiques 18

II.1.3.2. Paramtres physico-chimiques 19

II.1.3.3. Paramtres indsirables 21

II.1.3.4.paramtres toxiques 21

II.1.3.5.Paramtres microbiologiques (bactries, virus, parasites) 21

II.1.4.Impact des eaux rsiduaires sur l'environnement 22

II.2. Procds de traitement des eaux rsiduaires 23

II.2.1. Traitement biologique arobie 23

II.2.2. Traitement biologique anarobie 23

II.2.3. Dcantation 24

II.2.4. Flottation 24

II.2.5. Filtration 24

II.2.6. Centrifugation 25

II.2.7. Adsorption 25

II.2.8. Coagulation floculation 25

II.2.9. Electrocoagulation 26

II.2.9.1. Principe de llectrocoagulation 26

II.2.9.2. Applications de llectrocoagulation 27

II.2.9.3. Ractions aux lectrodes 28

Sommaire

II.2.9.4. Connexion lectriques (configuration des lectrodes) 29

II.2.9.5. Avantages de llectrocoagulation 30

II.2.9.6. Inconvnients de llectrocoagulation 31

II.3. Techniques de traitements spcifiques aux eaux tudies 31

II.3.1. Les eaux rsiduaires de Laiterie et leurs traitements 31

II.3.2. Les eaux rsiduaires dAbattoir et leurs traitements 32

II.3.3. Les eaux rsiduaires des produits craliers et leurs traitements 33

Partie Exprimentale

Chapitre IV : Matriel et Mthodes

IV.1. Donnes sur les diffrents secteurs dactivit tudis 34

IV.1.1. Donnes sur la laiterie tudie 34

IV.1.2. Donnes sur labattoir tudi 36

IV.1.3. Donnes sur lusine de fabrication des ptes alimentaires 38

IV.2. chantillonnage 40

IV.3. Mesure des paramtres indicateurs de pollution 42

IV.3.1. Dosage des protines par Bradford 42

IV.3.2. Mesure de la turbidit 44

IV.3.3. Mesure de la Demande Chimique en Oxygne (DCO) 44

IV.3.4. Mesure de la Demande Biochimique en Oxygne (DBO) 46

IV.3.5. Mesure des Matires En Suspension (MES) 47

IV.3.6. Mesure de la temprature, du pH et de la conductivit 48

IV.4. quipement et conditions opratoires du traitement des eaux par EC en dynamique 48

Chapitre V : Rsultats et Discussion

V.1. Caractrisation des eaux rsiduaires tudies avant un traitement dlectrocoagulation 52

V.1.1. Evaluation de la pollution organique des eaux uses 58

V.2. Influence de la dilution des eaux uses tudies sur les rsultats danalyses de la turbidit

et des protines 60

V.3. Extrapolation des mesures de turbidit en protines 62

V.4. Application de lextrapolation au traitement des eaux par EC en mode dynamique 64

V.4.1. Optimisation du procd de traitement dEC par rapport aux eaux de laiterie 64

Sommaire

V.4.1.1. Influences de la densit de courant et du temps dlectrolyse sur le

procd dEC 64

V.4.1.2. Effet du pH sur lefficacit du traitement par EC 67

V.4.1.3. Effets de la conductivit sur lefficacit du traitement par EC 69

V.4.1.4. Effet de la temprature du racteur sur lefficacit du traitement par

EC 72

V.4.1.5. Effet du dbit dalimentation sur lefficacit du traitement par EC 73

V.4.2. Applications de loptimisation et de lextrapolation des eaux de laiterie aux autres

eaux tudies 74

V.4.3. Validation de lefficacit du traitement par rapport aux paramtres contrls

ponctuellement 76

V.4.3.1. Etude comparative des rsultats de mesures ponctuelles obtenues 77

V.5. Etude dnergie et de cot 81

Conclusion et perspectives

Rfrences bibliographiques

Publication

INTRODUCTION

GENERALE

Introduction Gnrale

1

Introduction Gnrale

Les accroissements dmographiques, conomiques et urbains sont lorigine de

diffrentes sources de pollution environnementale, en particulier dans les pays en voie de

dveloppement. Parmi ces sources de pollutions, les eaux uses industrielles et notamment

agroalimentaires qui utilisent normment d'eau pour le nettoyage et la fabrication de produits

de consommation les plus courants. Une quantit considrable de ces eaux est souvent rejete

dans le milieu rcepteur (mer, rivires, sols) sans traitement pralable, provoquant une

dgradation de la qualit physico-chimique et biologique de ce milieu en gnrant de

nombreuses maladies hydriques (Abid et al ,2009).

Les recherches actuelles visent donc limiter cette contamination dorigine

industrielle en proposant des technologies simples et moins coteuses comme celle qui a t

employe dans cette tude et qui utilise le processus dEC en continu. Ce processus physico-

chimique, trs sollicit dans le traitement deaux potables ou uses, permet la clarification de

ces eaux (Ivanishvili et al., 1987).

Avant dentreprendre ce type de traitement convenable deffluent, il est ncessaire de

passer par une caractrisation du milieu afin de mieux prvenir et optimiser le traitement. Il

est alors fondamental de bien choisir la mthode adquate pour la mesure de tel ou autre

paramtre, car actuellement la chimie et la physico-chimie offrent une multitude de

techniques analytiques : Volumtriques, gravimtriques, lectrochimiques, optiques

(Rouessac 2000). Cependant, toutes ces techniques ont chacune leurs limites analytiques

lies : la prcision de la mesure et de lappareillage utilis et son automatisation, la rapidit

dobtention du rsultat de la mesure, la facilit dexcution de la mthode et aussi le cot

global de la technique adopt (Eurachem guide ; 1998). Le choix judicieux de la technique

analytique pour la mesure dun paramtre donn, dpend dun compromis ralis souvent

partir de ces limites.

Introduction Gnrale

2

Dans cette tude, pour des eaux rsiduaires dorigine diffrente : de laiterie,

dabattoir et de crales, il a t opt danalyser ponctuellement des paramtres comme la

DBO, DCO, MES, pH etc. Aussi il a t dcid de suivre en continu sur ces mmes eaux

lanalyse des protines par turbidimtrie qui a t choisie pour les raisons essentielles de

simplicit, rapidit, de prcision et de cot (Marchal et al, 2001 ; Ruban et al, 2006).

Dautre part, la turbidimtrie est automatise dj par lutilisation de capteurs de turbidit en

station de traitement des eaux potables et rsiduaires (Lacour et al, 2010 ; Vandelannoote

et Desetables, 2010).

Pour le dosage quantitatif des protines, un grand nombre de mthodes a t utilis

dj : mthodes de dosage ncessitant la dgradation par voie chimique (mthode de Kjeldahl,

Dumas, Kofranyi, dosage des acides sialiques), mthodes par titrage la formaldhyde, par

fixation de colorant, par colorimtrie, par spectromtrie d'absorption dans l'infrarouge et

l'ultraviolet ou par fluorescence dans l'ultraviolet, mthodes lectrophortiques, mthodes

chrornatographiques, mthode immunologiques et par action d'exopeptidases

(carboxypeptidase A) (Guillou et al, 1976, Brown et al, 1983). Cependant, ces mthodes si

elles ne sont pas longues et couteuses pour certaines, elles ne peuvent tre facilement

automatises pour la majorit (Godon et Loisel, 1981).

Les objectifs viss dans cette tude sont les suivants :

Mettre en relation la mesure physique de la turbidit celle chimique des

protines (Bradford). Les rsultats de cette extrapolation vont sans doute nous

dispenser d'effectuer systmatiquement des mesures de protines dans les eaux

rsiduaires qui sont coteuses en ractifs et en perte de temps. Cela permettrait d'tre

rapidement oprationnel car les mesures de turbidit sont rapides ;

Optimisation du traitement dEC en dynamique ;

Essais de corrlation turbidit protines seront valids en continu en appliquant le

traitement dEC des eaux tudies ;

Calculs nergtiques et de cots.

Introduction Gnrale

3

Le manuscrit est subdivis en quatre chapitres ; les deux premiers concernent ltude

bibliographique sur le sujet ou il est pass en revue des rappels sur les protines et leurs

mthodes de dosage, lidentification de la pollution et les procds de traitement des eaux

rsiduaires avec plus de dtail sur la technique dEC. La partie exprimentale (deux

chapitres), sera consacre dabord la prsentation des quipements et mthodes analytiques

employes. La partie rsultat et discussion mettra en relief lensemble des rsultats de

caractrisation des eaux tudies, lextrapolation de mesures de turbidit en protines, ainsi

que loptimisation et lapplication de cette extrapolation sur les trois types deffluents

diffrents (laiterie, abattoir et crales) en traitement des eaux par (EC) en mode dynamique.

Une valuation conomique du cot oprationnel et dnergie de la technique dEC sera

discute en rapport avec les rsultats obtenus. Enfin une conclusion et des perspectives sur le

sujet seront proposes.

PARTIE

BIBLIOGRAPHIQUE

CHAPITRE I :

LES PROTEINES

ET LEURS DOSAGES

Partie Bibliographique Chapitre I : Les protines et leurs dosages

4

I.1. Bref aperu sur les protines

I.1.1. Structure des protines

Une protine est par dfinition un polymre dont les units monomriques (appels

aussi rsidus) sont les acides amins unis par des liaisons peptidiques (Figure 1). La

conformation ou repliement quadopte une protine au sein de la cellule est appele

conformation native. Cest cette conformation unique qui lui assure ses proprits spcifiques

: fonctions enzymatiques et mcaniques, stabilit thermique... (Soury-Lavergne Navizet,

2004).

Figure 1: Formule dveloppe dune protine de n acides amins.

Suivant une nomenclature habituellement adopte, les protines sont les principes

azots qui forment des constituants essentiels et caractristiques de la matire vivante; elles

possdent une structure trs complexe et un poid molculaire lev ; elles sont doues de

proprits spcifiques (Maurice, 1960). Les protines sont des macromolcules de grande

taille formes de nombreux acides amins unis entre eux par des liaisons peptidiques. Les

protines de toutes les espces, des bactries lhomme sont construites partir du mme

groupe de 20 acides amins. Elles ont une squence unique dacides amins qui est

dtermine gntiquement (Stryer, 1997 ; Kamoun et al., 2003 ; Bouziane et al., 2009). La

formule gnrale des protines est la suivante: H (-NH-CH-R-CO-)n-OH. Elles peuvent tre

dorigine vgtale ou animale:

Les protines comportent 4 niveaux dorganisation, illustrs par la Figure 1 pour la

structure primaire, Figure 2 pour la structures secondaires, tertiare et quaternaire.


5

I.1.1.1. Structure primaire

Les protines sont des htro polymres constitus dun enchanement polymris de

monomres dacides amins. Le lien peptidique est form par la condensation du groupement

carbonyle en dun acide amin et du groupement amine du prochain acide amin. Cette

squence dacides amins est appele structure primaire et elle est unique en nombre et en

agencement pour chaque protine (Hugo, 2002 ; Tobal, 2008).

I.1.1.2. Structure secondaire

Elle correspond des repliements locaux au sein des protines dus la formation de

liaisons hydrogne entre des rsidus proches dans la squence. Il existe deux types de

structures secondaires rgulires : les hlices et les brins (Bouziane et al., 2009). Ces

structures sont dites rgulires car elles sont retrouves trs frquemment dans les structures

protiques. Les structures secondaires rgulires sont relies entre elles par des boucles.

I.1.1.3. Structure tertiaire

La structure tertiaire se dfinit comme tant la structure tridimensionnelle dune

protine. En dautres mots, la structure tertiaire dune chane polypeptidique est le prochain

niveau structural aprs la structure secondaire. La structure tertiaire dcrit linteraction

spatiale des structures secondaires entre elles. Un certain nombre dinteractions stabilisent les

structures tertiaires: les liaisons disulfures, les liaisons hydrognes, les ponts salins se forment

entre deux acides amins ioniss, les interactions hydrophobes sont formes entre

groupements non polaires ( Hugo, 2002 ; Soury-Lavergne Navizet, 2004 ; Tobal, 2008)

I.1.1.4. Structure quaternaire

Elle est le niveau le plus lev dorganisation des protines. Elle concerne les

protines constitues de plusieurs chanes polypeptidiques. Lassemblage de ces sous-units

entre elles par des liaisons faibles (cites en I.1.1.3.) constitue la structure quaternaire de la

protine. Chaque chane polypeptidique, qui peut tre diffrente des autres, est appele

monomre. Dans une squence protique, la rgion o se produit linteraction se nomme

linterface. Ces rgions sont trs souvent constitues de boucles protiques (Leslie, 2008 ;

Tobal, 2008).

Partie Bibliographique

Figure 2: Reprsentation des structures secondaire

I.1.2. Classification et exemples de

I.1.2.1. Classification des protines

Diffrents types de classification ont t proposs

I.1.2.1.1. Classification en fonction de la composition

On distingue deux groupes,les protines simples (ou holoprotines)

composes que dacides amin

qui comportent en plus une partie non protique, appele groupement prosthtique

lipides, acides nucliques, ions mtalliques

Partie Bibliographique Chapitre I : Les protines et leurs d

6

ation des structures secondaire, tertiaire, et quaternaire dune protines

(Soury-Lavergne Navizet, 2004)

Classification et exemples de protines

Classification des protines

Diffrents types de classification ont t proposs :

en fonction de la composition

On distingue deux groupes,les protines simples (ou holoprotines)

composes que dacides amins et les protines conjugues (ou htroprotines ou protides)

en plus une partie non protique, appele groupement prosthtique

lipides, acides nucliques, ions mtalliques (Moussard, 2007).

: Les protines et leurs dosages

, tertiaire, et quaternaire dune protines

On distingue deux groupes,les protines simples (ou holoprotines) qui ne sont

et les protines conjugues (ou htroprotines ou protides)

en plus une partie non protique, appele groupement prosthtique : glucides,


7

I.1.2.1.2. Classification en fonction de la solubilit

Le Tableau 1 suivant donne un aperu sur la classe de protine et sa solubilit en

milieu et conditions appropries.

Tableau 1: Classification et solubilit protinique

Classes protiques Proprits

Albumines

prcipitent par addition de sulfate dammonium. 70-100% de saturation, leur point isolectrique

est infrieur 7. Elles ont donc un caractreacide.

Globulines

solubles dans les solutions salines dilues. Ellesprcipitent par addition de sulfate dammonium

50% de saturation. Ce sont souvent desglycoprotines ou des lipoprotines.

Histones

protines solubles caractre basique d laprsence de forte proportion de lysine etdarginine, ce qui leur confre un point

isolectrique lev 11.

Globines constituent la partie protique des hmoglobineset des myoglobines.

Prolamines et glutnines Protines vgtales insolubles dans leau.

Sclroprotines Insolubles dans leau.

Protines fibrillaires solubles constituant les cellules musculaires

(myosine, actine, troponine)


8

I.1.2.1.3. Classification en fonction de la forme des molcules

On trouve celles qui sont globulaires, on les appelle aussi sphroprotines en raison de

leur forme sphriques ou ovodes ; elles sont en gnral plus facilement solubles, (Albumines,

globulines). On trouve aussi les protines fibreuses appeles sclroprotines, comme leur

nom lindique, elles sont constitues de fibres ou fibrilles et sont pratiquement insolubles,

(collagnes, les cartilages, les tendons et les kratines) (Weil, 2001 ; Moussard, 2007).

I.1.2.3. Exemples de proteines

Etant donn lorientation de ltude vers les protines prsentes en milieu rsiduaire

laitier, cralier et abattoir, il est raisonnable de donner un bref aperu sur ces protines.

I.1.2.2.1. Protines du lait

Le lait est une suspension collodale qui contient en moyenne 3,2% de protines. Les

protines du lait se divisent en deux fractions que l'on peut sparer en fonction de leur

solubilit. On identifie les casines comme les protines du lait qui prcipitent lors d'une

acidification pH 4,6 une temprature de 20C sous une forme dnatur, ou sont facilement

isolables par ultracentrifugation sous leur forme native. Elles forment environ 80% des

protines totales du lait. Cette classe de protines en regroupe quatre principales : s1 (38%),

s2 (10%), (35%), et (15%). La seconde fraction non sdimentable (ou filtrable) est

compose des protines solubles pH 4,6, que l'on nomme les protines sriques ou du

lactosrum qui contiennent principalement de la - lactoglobuline (50%), l-lactalbumine

(20%), les immunoglobulines (10%), lalbumine de srum bovin (10%) et la lactoferrine

(2,8%) (Guillaume, 2006 ; Bertrand, 2008).

I.1.2.2.2. Protines dabattoir

Par dfinition, le sang est le liquide biologique le plus explor. Il donne des

renseignements importants pour la clinique (diagnostic, thrapeutique, suivi clinique), la

charge polluante des eaux rsiduaires etc. Cest un milieu trs htrogne. Il est constitu de

deux phases, une phase cellulaire ou globulaire qui contient trois types dlments: les

globules rouges (hmaties), les globules blancs (leucocytes) et les plaquettes (thrombocytes).


9

La deuxime phase liquide, le plasma qui contient de lalbumine, la globuline et le

fibrinogne. Ces protines ont de bonnes proprits glifiantes cest pourquoi elles sont

utilises dans les prparations de charcuterie (Selmane, 2010).

I.1.2.2.3. Protines des crales

La teneur en protines va de 6 18 % dans les cas extrmes mais se situe le plus

souvent entre 8 et 13 %. Malgr cette modicit relative, les crales ralisent souvent elles

seules un apport protidique trs important en raison de leur prpondrance dans la ration

alimentaire de nombreuses populations. Qualitativement, ces protines sont mdiocres :

l'acide amin limitant est la lysine; dans le cas du mas, le tryptophane prsente galement un

grave dficit et constitue l'acide amin limitant secondaire. La concentration des acides

amins soufrs est plus leve que dans les lgumineuses, d'o l'intrt de l'association des

crales et des lgumineuses qui se supplmentent ainsi mutuellement (Favier, 1989).

Certaines crales contiennent une protine particulire, le gluten, qui permet d'en faire du

pain. On les appelle crales panifiables : ce sont le forment, lpeautre et le seigle.

I.1.3. Principales proprits des protines

I.1.3.1. La solubilit

On peut observer, les protines solubles dans leau pure comme les albumines, les

protines qui ne dissolvent quen prsence de sels neutres ou dans un milieu lgrement acide

ou fortement alcalin comme les globulines, et aussi les protines insolubles comme les

sclroproteines. La solubilit des protines dans leau dpend de plusieurs paramtres :

*Le pH : au pH isolectrique ou son voisinage, la solubilit des protines est minimale.

Lorsque le pH sloigne du pI, la solubilit augmente puisque les interactions entre protines

sont maximales au pI, ce qui provoque une diminution de leur pouvoir dhydratation et de

gonflement. Pour des valeurs de pH suprieures ou inferieures au point isolectrique, la

protine devient charge soit positivement soit ngativement (caractre amphotre).

*Influence des solvants organiques : laddition de certains solvants, tels que lthanol ou

lactone, une solution aqueuse de protine abaisse la constante dilectrique du milieu.

Ainsi les forces lectrostatiques de rpulsion existantes entre les molcules protiques


10

diminuent ce qui contribue leur agrgation et leur prcipitation. Ces solvants entrent en

comptition avec les molcules deau pouvant rduire la solubilit des protines (Weil, 2009).

*Influence de la temprature : pH et force ionique constants, laugmentation de la

temprature dcrot au contraire la fixation de leau par les protines. En rgle gnrale la

solubilit des protines saccroit quand la temprature slve de 0 40-50C. Au dessus de

40-50C, le mouvement des molcules devient suffisant pour rompre les liaisons impliques

dans la stabilisation des structures secondaires et tertiaires. Cette dnaturation est souvent

suivie dagrgation.

*Influence des lectrolytes : les sels neutres interviennent en fonction de leur concentration et

de la charge des ions c'est--dire de la force ionique. Aux faibles concentrations en sels,

lhydratation des protines peut saccrotre ; on observe un effet dissolvant. Pour les forces

ioniques leves, les interactions eau-sels peuvent prdominer au dtriment des interactions

eau-protines, ce qui aboutit une dshydratation des protines on assiste un relargage

(prcipitation des protines) (Cheftel et al., 1985 ; Sine, 2003 ; Weil, 2001 ; Selmane, 2010).

I.1.3.2. La dnaturation

La conformation dune protine lie ses structures secondaires et tertiaires est

fragile. Il en rsulte que le traitement des protines par les acides, les bases, les solvants, les

solutions salines concentres, la chaleur, les radiations, etc., peut modifier dune faon plus ou

moins importante cette conformation. La dnaturation protique peut tre considre comme

toute modification de la conformation (au niveau des structures secondaires, tertiaires et

quaternaires) qui nest pas accompagne par la rupture de liaisons peptidiques impliques

dans la structure primaire. C'est une propriet singulire des protines qui peut tre rversible

ou irrversible (Allais et Linden, 1997 ; Cheftel et al., 1985).

I.1.3.3. Proprits mulsifiantes

Le processus de formation dune mulsion sappelle lmulsification. Lmulsification

consiste transformer un systme deux phases spares en un systme pseudo-homogne

caractris par une aire interfaciale importante. La plupart des mulsions alimentaires sont de

type huile dans eau (H/E), mais parfois aussi de type eau dans huile (Selmane, 2010).


11

Ces proprits mulsifiantes sont dues la facult de rduire les tensions interfaciales entre

composants hydrophiles et hydrophobes d'un aliment. Elles sont directement lies la

solubilit de la protine dans l'eau. Les protines ayant ces proprits de surface auront un

potentiel d'utilisation important dans les aliments contenant eau et graisses (charcuterie,

viande, salade, condiment) : ce sont surtout les protines de soja, de levure, les casinates et

de plus en plus les protines de lactoserum. Ces proprits sont dfinies par la capacit

mulsifiante (quantit d'huile pouvant tre mulsifie par unit de masse de protine avant

inversion de phase) et la stabilit (aptitude garder l'mulsion inchange pendant un certain

temps).

I.1.3.4. Proprits moussantes

La formation de mousses aqueuses partir de solutions de protines dpend de la

nature des protines et de leur capacit stabiliser les interfaces eau-air (Famelart et al.,

2011). Trs apprcies en ptisserie (cakes, soufflets, meringues), ces proprits rsultent d'un

dplissement partiel des protines qui s'orientent l'interface eau/air (proprits

amphipoIaires). Un dplissement complet conduirait une dnaturation et une prcipitation

de la mousse. Ces proprits sont dfinies par le foisonnement maximum (% d'accroissement

de volume) ou capacit moussante et par la stabilit (temps pour maintenir ce volume

maximum) (Cheftel et Lorient, 1982). Il a cependant t montr que la dnaturation et les

traitements thermiques amliorent les proprits interfaciales et moussantes des protines

grce laugmentation de la flexibilit molculaire et de lhydrophobie de surface des

protines (Kim et al., 2005). Les protines laitires ont une faible capacit moussante par

rapport au blanc d'uf, aux protines de soja ou du sang. Souvent un chauffage modr ou

une hydrolyse partielle peuvent amliorer ces proprits et surtout la stabilit des mousses

provenant de protines de lactosrum.

I.1.3.5. Propriets glifiantes

Laptitude dune protine la glification joue un rle majeur dans la prparation de

nombreux aliments, comme les produits base de viande ou de poisson, ou dans divers

produits laitiers, etc. Un gel est par dfinition un rseau continu tridimensionnel de molcules

ou particules qui absorbent son solvant. Pour obtenir un gel, les protines doivent dabord se

dplisser, puis subir une dnaturation en gnral irrversible et sagrger. Les agrgats ainsi


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forms peuvent alors se lier par des liaisons non-covalentes ou covalentes (comme les ponts

disulfures) pour former un rseau tridimensionnel (Selmane, 2010). La glificaton implique la

formation de structures continues plus ou moins ordonnes avec droulement, dplissement

de la chane protique (avec apparition de chanes latrales d'acides amins capables de

former des liaisons hydrognes et ioniques), et rupture de liaisons intramolculaires, puis

rarrangement par liaisons inter- molculaires (Cheftel et Lorient, 1982).

I.2. Mthodes de dosage des protines

Il existe plusieurs mthodes de dosage dj rpertories, on peut citer :

I.2.1. Methodes physico-chimiques

I.2.1.1. Mthode de kjeldahl

Cest une mthode trs gnralise et sert souvent de mthode de rfrence. Pendant

longtemps et jusqu' des temps rcents, elle a t peu prs la seule mthode valable pour la

dtermination de l'azote. La teneur en protines de la matire organique est obtenue par

multiplication de la teneur en azote minral par un coefficient moyen qui reprsente la

richesse en azote des protines animales ou vgtales. La teneur en azote minral est donne

par dosage soit aprs minralisation ou pyrolyse du produit, soit directement l'aide de

mthodes d'activation. La mthode de Kjeldahl est une mthode simple, facile mettre en

uvre, prcise, fiable et peu coteuse. Toutefois, cest une mthode longue ncessitant 2

heures de minralisation, dangereuse puisque ncessitant de lacide sulfurique concentr

chaud et de lhydroxyde de sodium concentr posant ainsi des problmes environnementaux.

Par ailleurs, la mthode de Kjeldahl ne permet pas de doser les nitrates et les nitrites (Guillou

et al., 1976).

I.2.1.2. Mthode de Biuret

Cest une methode classique non standarise. Son principe est bas sur la coloration

pourpre du complexe des ions cuivriques avec les liaisons peptidiques en milieu alcalin.

Lintensit de la coloration est directement lie la teneur en protines. Cependant la

longueur donde varie avec la nature de la protine ; la lecture photomtrique est faite entre

540 et 650 nm. La raction de Biuret est peu sensible , sa simplicit et sa relative spcificit


13

ont entrain son utilisation pour le dosage des crales mais elle nest pas implique pour le

dosage des protines du lait cause du lactose et de la matiere grasse. De plus la mthode est

affecte par la teneur en azote non protique (Guillou et al., 1976 ; Brown et al., 1983).

I.2.1.3. Mthode de Lowry

La mthode de Lowry est une mthode drive de celle du Biuret. Elle utilise le ractif

de Folin Ciocalteu qui en prsence dune protine est rduit en un complexe bleu de

molybdne .Lowry a fortement augment la sensibilit du dosage en faisant prcder la

raction dun pr traitement par un ractif au cuivre en milieu basique. La lecture de la

coloration est faite 750 nm pour le maximum de sensibilit. La spcificit de la mthode est

faible , elle se prte mal aux dosages des protines dans les milieux biologiques ou produits

alimentaires (lait ,ufs, crales ) (Lowry et al., 1951 ; Godon et Loisel, 1981).

I.2.1.4. Mthode de Bradford

La mthode de Bradford (1976) est un dosage colorimtrique qui permet destimer la

quantit de protine contenue dans un extrait. Cette mthode a pour principe la formation de

complexes entre le bleu de Coomassie et les rsidus basiques et aromatiques des protines

(Lebas, 2012). Elle est base sur le changement dabsorbance qui se manifeste par la

modification de la couleur du Bleu de Coomassie qui se fixe sur les liaisons peptidiques et se

stabilise sous forme anionique. La solution initialement marron vire au bleu en prsence de

protines, dplaant la bande dabsorption de 465 nm 595 nm (Spitz, 2006). Le changement

dabsorbance est proportionnel la quantit de colorant li, indiquant ainsi la concentration en

protines dans lchantillon. La methode de Bradford est trs sensible, rapide et stable

(Gavrilovie et al., 1996 ; Mbarga panda, 2012).

I.2.2. Mthodes immunologiques

Les dosages immunologiques sont des mthodes danalyse relatives faisant appel des

courbes dtalonnage, tablies en ralisant plusieurs quilibres avec des concentrations

connues et variables de molcule doser (analyte ou Ag). Nous savons quun immunosrum

contenant des anticorps ragit spcifiquement avec lantigene qui a provoqu sa formation.

Cette reaction trs spcifique et trs sensible a t utilise dabord en milieu glifi pour


14

dtecter la prsence dantigne. Davantage des mthodes de dosage quantitatif en milieu

liquide se dveloppent en utilisant principalement les ractions de prcipitation de lensemble

antigne anticorps. Selon la plus ou moins grande spcificit de limmunosrum,de

lutilisaion danticorps poly ou monoclonaux, nous avons la possibilit de doser des

ensembles protiques ou lune des protiques mais comme dans ce cas ,antignes et anticorps

sont de la mme nature protique, le dosage de lazote du prcipit ne peut pas servir

determiner directement la quantit de protines. Il est ncessaire deffectuer au prealable un

talonnage pour relier la quantit de lanticorps rsiduel condition de mettre en uvre une

quantit constante de cet anticorps. dautres techniques comme par exemple

limmunonephlomtrie, lelectroimmunologie,limmunodiffusion radiale, peuvent aussi tre

utiliss (Neuburger, 2006).

I.2.3. Mthodes microbiologiques

De nombreux microorganismes sont utiliss pour mesurer soit la teneur en acide amin

limitant, soit la qualit protique globale. On citera pour mmoire Streptococcus foecalis,

Aspergillus flavus, Leuconostoc mesenteroides etc., Cependant toutes les mthodes

microbiologiques demandent du temps (quelques dizaines dheures pour obtenir le rsultat).

De plus, elles sont sensibles des produits comme les additifs ou les pices (Godon et Loisel,

1981).

I.2.4. Mthodes physiques

parmi les mthodes physiques, on peut citer :

I.2.4.1. Spectrophotomtrie Ultra Violette (UV)

La spectrophotomtrie est une mthode de mesure des absorbances de molcules

dune solution selon les longueurs d'onde des groupements chromophores de ces molcules.

On parle alors de spectrophotomtrie molculaire dans lUV ou bien le visible. Le dosage des

protines par mesure ultraviolette est li la prsence dacide amin aromatique (tyrosine et

tryptophane) dont le maximum dabsorption est 275 nm et des liaisons peptidiques qui

absorbent 190 nm. La spectrophotomtrie UV est une mthode simple et rapide, elle est peu

coteuse et non destructive, qui peut tre facilement mis en uvre sur le terrain. De faibles


15

volumes d'chantillons sont ncessaires (inferieur 10 ml) et de l'analyse dure moins de 2

min, mais labsorbance ultra violette des protines nest pas trs intense et le dosage nest pas

trs prcis (Winiarski et al., 1995).

I.2.4.2. Fluorimtrie

Certains composs organiques ou minraux, liquides ou solides mettent de la lumire

lorsquils sont excits par des photons visibles ou du proche UV. Cest le phnomne de

photoluminescence. Si lmission a lieu immdiatement aprs lexcitation (quelques

nanosecondes), on parle de fluorescence. La technique danalyse correspondante est la

fluorimtrie. Cest une mthode trs sensible pour la mise en vidence et le dosage des

composs fluorescents ltat de traces: elle permet de dtecter ces composs des

concentrations trs faibles. Comme le spectre d'absorption, le spectre de fluorescence d'un

compos est une caractristique aussi spcifique quun diagramme de diffraction RX (Galez,

2011). Les protines rmettent 340 nm la lumire quelles absorbent 275 nm et la

fluorescence ainsi apparue peut tre utilise pour le dosage des protines. Cette mthode est

rapide non destructive, et non pas affecte par la diffusion de la lumire, ce qui permet de

lutiliser directement sur les suspensions sans filtration ni centrifugation. Mais de nombreuses

substances non protiques contenues dans les aliments sont aussi fluorescentes, de sorte que

ce dosage est mieux adapt des travaux de recherche qu lanalyse de routine des produits

alimentaires (Godon et Loisel, 1981).

I.2.4.3. Turbidimtrie

La turbidimtrie adopt dans cette tude est utilise pour la dtermination de

lintensit de clarification des eaux souterraines, de surface : use ou potable. Par dfinition,

la turbidit est la mesure de laspect plus ou moins trouble de leau; cest linverse de la

limpidit, elle nest toutefois pas une mesure directe des matires en suspension dans leau,

mais plutt une mesure de leur effet de diffusion sur la lumire. Un faisceau lumineux direct

est relativement peu affect dans une eau parfaitement pure; cependant, mme les molcules

dun fluide pur diffusent la lumire jusqu un certain point. Les Standard Mthodes for the

Examination of Water and Wastewater dfinissent la turbidit comme tant lexpression de

la proprit optique qui fait que la lumire est diffuse et absorbe plutt que transmise sans

changement de direction ni dintensit de flux travers un chantillon (Marchal et al.


16

2001; Sant Canada, 2003). Elle est cause par diverses matires particulaires ou collodales

composes de limon, dargile, de composs organiques ou inorganiques ainsi que du plancton

et dautres micro-organismes (Groupe scientifique sur l'eau, 2003 ; Ben Thayer et al.,2007).

Ces particules trs fines sont de bons adsorbants pour les micropolluants organiques et les

mtaux lourds et sont galement des trs bons supports pour les microorganismes. La turbidit

joue un role trs important comme indicateur dfficacit de traitement (Bndicte et Antoine,

2002). Le Tableau 2 donne les classes de turbidit usuelles.

Le principe de la turbidimtrie est simple ; lintensit dun faisceau lumineux

traversant une suspension de particules protiques par exemple, est diminue par suite de la

diffusion due ces particules. Le changement dintensit est li leur quantit, donc la

teneur en protines (Godon et Loisel, 1981). Cependant, il est difficile de corrler la turbidit

une concentration massique de solides car la taille, la forme et lindice de rfraction influent

sur la diffusion de la lumire et sont sans lien avec la masse. Cest pourquoi la turbidit est

value en units nphlmtriques de turbidit (UNT) et non en termes de concentration de

matires en suspension (MES) par volume deau (en mg/l, par exemple) (Groupe scientifique

sur l'eau, 2003). Pour mesurer la turbidit on utilise certains instruments comme le

turbidimtre de Jackson (mthode visuelle), lopacimtre, le turbidimtre de Hellige, le

nphlmtre de Hach. La turbidit est mesure par trois units qui sont quivalentes :

Unit J.T.U (Jackson turbidity unit) = Unit F.T.U (Formazine turbidity Unit)=Unit N.T.U

(Nphlmtric turbidity unit) (Lounnas ,2008).

Tableau 2 : Classes de turbidit usuelles (NTU, Nephelometric Turbidit Unit) (Rodier,

1996).

Turbidit (NTU) Classe

< 5 Eau claire

>5 Eau lgrement trouble

< 50 Eau trouble

>200 La plupart des eaux de surfaces en Afriqueatteignent ce niveau de turbidit.

CHAPITRE II :

IDENTIFICATION DE LA

POLLUTION ET TRAITEMENT

DES EAUX RESIDUAIRES

Partie Bibliographique Chapitre II : Identification de la pollution et traitement des eaux rsiduaires

17

II.1. Identification de la pollution des eaux

II.1.1. Diffrents types deaux rsiduaires

Les diffrents types deaux rsiduaires sont :

* Eaux rsiduaires domestiques

Qui ont pour origine : Les eaux mnagres (cuisine et de salle de bain); ces eaux

constituent approximativement les 2/3 en volume des eaux rsiduaires domestiques contenant

des graisses ainsi que la multitude de dtergent utiliss pour la toilette, le lavage de la vaisselle,

du linge et des locaux. De mme que les eaux vannes sont considres dans les eaux

domestiques.

* Eaux rsiduaires industrielles

La pollution industrielle est dfinie comme tant celle engendre par le secteur de la

fabrication. Cette pollution est diffrente des pollutions domestique et commerciale en ce sens

que les types de dchets quelle engendre sont varis et causent plusieurs effets ngatifs sur la

sant et lenvironnement (Akhachane, 2003). La composition de ces rejets est lie au type

dindustrie. La pollution peut tre organique et/ou minrale (Blifert et Perraud, 2001 ; Rejsek,

2002). Compte tenu de cette diversit, il n'est pas possible de donner un "profil" type des eaux

rsiduaires industrielles. On peut voquer cependant certaines caractristiques de ces eaux. Elles

peuvent tre : charge minrale dominante (rejets des installations minires ou usines de

traitement de minraux); charge organique dominante (abattoirs, laiteries etc.); charge

toxique (industrie chimique); eaux chaudes : Comme les rejets des centrales thermiques

(classiques ou nuclaires). En particulier, les rejets des eaux industrielles ont des effets trs

nfastes sur la qualit de leau du milieu rcepteur et sur le fonctionnement du systme

dassainissement. En effet, toute opration industrielle produit des eaux uses caractrises par

une grande diversit suivant lutilisation de leau.

* Eaux rsiduaires urbaines

Les eaux uses urbaines ou effluents urbains sont constitus par les eaux uses

domestiques auxquelles viennent sajouter dans certains cas, tout ou en partie des eaux de

ruissellement et des eaux uses caractre industriel en provenance des zones dactivit

artisanale ou industrielle (Dor, 1989). Les eaux urbaines ont une charge minrale et organique

trs variable que les eaux rsiduaires domestiques puisque les apports industriels introduisent un

lment de diversit. De faon gnrale, les eaux rsiduaires urbaines sont plus dilues que les

eaux domestiques.


18

II.1.2. Composition des eaux rsiduaires

Suivant leur origine les eaux uses sont des mlanges plus ou moins complexes. La

complexit de ltude dtaille de ces eaux sur le plan analytique est encore accrue par leur

grande variabilit journalire et saisonnire sous deux aspects: variabilit des dbits ainsi que

variabilit de composition et donc de niveau de pollution (Dor, 1989). Le Tableau 3 donne une

classification des impurets des eaux en fonction de la forme sous laquelle elles sont prsentes

Tableau 3: Forme des impurets des eaux (Mayet, 1994).

Forme Nature et origine

Solides en suspension. Dbris de roches, sable, argiles, dbris

vgtaux et animaux.

Matires en mulsion Hydrocarbures, corps gras.

Matires organiques dissoute Vgtaux et animaux dcomposs, matires de

synthses, pesticides, fongicides.

Matires minrales dissoutes Roches solubilises, nitrates, phosphates

II.1.3. Paramtres de caractrisation de la pollution

L'intrt croissant port la qualit de l'eau a conduit dfinir pour ces eaux un certain

nombre de paramtres spcifiques dans le but d'apprcier leur action potentielle sur le milieu

aquatique rcepteur et l'environnement. Selon le type et l'origine de l'eau, sera attribue un

certain nombre de paramtres indicateurs de pollution quantifier. Les indicateurs de pollution

les plus couramment utiliss et qui ont t proposs par les divers organismes gouvernementaux

(OMS, CEE.), des paramtres organoleptiques, physico-chimiques, et microbiologiques. Ces

paramtres ont pour objectif principal de garantir les conditions dhygine et de sant publique

(Larpent, 1997 ; Gerard, 1999 ; Rodier et al., 2009). Il est indiqu dans ce qui suit quelques

paramtres reprsentatifs pour une caractrisation des eaux.

II.1.3.1. Paramtres organoleptiques

*Odeur et Got : ils n'ont pas de signification sanitaire mais, par leur dgradation,

peuvent indiquer une pollution ou un mauvais fonctionnement des installations de traitement ou

de distribution (Lounnas, 2008). Les eaux uses en gnrale doivent possder un got et une

odeur non agrable . La plupart des eaux, quelles soient traites ou non, dgagent une odeur


19

plus ou moins perceptible et ont une certaine saveur. Ces deux proprits, purement

organoleptiques, sont extrmement subjectives. Pour lodeur, elle est le propre de sensations

olfactives de certaines substances volatiles. Ces substances peuvent tre inorganiques comme le

chlore, les hypochlorites, le bioxyde de soufre SO2 ou le sulfure dhydrogne H2S ; ou

organiques comme les esters, les alcools, les nitrites, les drivs aromatiques et des composs

plus ou moins bien identifis rsultant de la dcomposition de matires animales ou vgtales

(comme les algues) ou encore dus la pollution. Pour le got, il est par dfinition, lensemble

complexe de sensations gustatives perues au cours de la dgustation. Selon les physiologistes, il

existe plusieurs types de saveurs fondamentales : sale, sucre, aigre et amre.

* Couleur : une eau naturelle, mme une fois traite nest jamais rigoureusement

incolore (si on la compare, par exemple une eau distille). Pour les eaux uses, le degr de

couleur est trs lev. Elle peut tre due certaines impurets minrales (fer) mais galement

certaines matires organiques (acides humiques, fulviques). Elle doit tre limine pour la

rutilisation de leau. Cependant llimination de la couleur saccompagne galement de celles

de certaines matires organiques indsirables (prcurseurs de composs haloformes) (Beaudry

et Tardat-Henry, 1993).

II.1.3.2. Paramtres physico-chimiques

*Le pH : il correspond, pour une solution dilue, la concentration dions dhydrogne

.Il mesure lacidit ou la basicit dune eau. Le pH dune eau naturelle dpend de lorigine de

celle-ci et de la nature des terrains traverss. Mesurer le pH est lun des tests les plus important et

les plus couramment utilis en chimie en gnral et dans lindustrie en particulier. A une

temprature donne, lintensit du caractre acide ou basique dune solution est indique par

lactivit de lion hydrogne et est reprsente par le pH. Les procds industriels ont tendance

rendre les eaux uses plutt acides, ce qui entrane des problmes de corrosion dus lexcs des

ions dhydrogne.

* Temprature : la temprature est l'un des facteurs cologiques les plus importants

parmi tous ceux qui agissent sur les organismes aquatiques. Elle joue un rle primordial dans la

distribution et multiplication des espces, aussi bien par ses niveaux extrmes que par ses

variations diurnes ou saisonnires. La plupart des ractions chimiques vitales sont ralenties voire

arrtes par un abaissement important de temprature. Au contraire, des augmentations de

temprature peuvent avoir pour effet de tuer certaines espces, mais galement de favoriser le


20

dveloppement d'autres espces en entranant ainsi un dsquilibre cologique (Benschoeten et

Edzwald, 1990 ; Kang et al., 1995).

* La demande en oxygne : la demande en oxygne est un paramtre important

analyser pour dterminer leffet des polluants organiques sur une eau. Il y a deux mthodes

principales pour mesurer directement la demande en oxygne : par la procdure de Demande

Biochimique en Oxygne (DBO) ; et/ou par la procdure de Demande Chimique en Oxygne

(DCO).

-La demande biochimique en oxygne (DBO) : exprime les quantits de matires organiques

biodgradables prsentes dans leau, plus prcisment, ce paramtre mesure la quantit

doxygne ncessaire la destruction des matires organiques grce des phnomnes

doxydation par voie arobie. Pour mesurer ce paramtre, on prend comme rfrence la quantit

doxygne consomme au bout de cinq jours, et le rsultat obtenu est le volume doxygne

dissous consomm par les bactries durant ces cinq jours exprim en milligrammes doxygne

par litre deau. La DBO5 qui est base sur lutilisation des micro-organismes, donne limage la

plus proche de ce qui arrive rellement dans les cours deau et rivires (Peiffer, 2002).

La mesure de cette DBO permet dvaluer le contenu dune eau en matires organiques

biodgradables et donc, dans une certaine mesure, sa qualit ou son degr de pollution

(Lounnas, 2008).

-La demande chimique en oxygne (DCO) : reprsente la teneur totale de leau en matires

oxydables, ce paramtre correspond la quantit doxygne quil faut fournir pour oxyder par

voie chimique ces matires. A la diffrence de la DBO, la DCO nutilise pas des processus

microbiologiques, elle utilise des oxydants chimiques au lieu de micro-organismes pour oxyder

les polluants (Peiffer, 2002). Loxydation est effectue ici dans des conditions nergiques, par

voie chimique. Elle se fait sous laction dun oxydant puissant (bichromate de potassium), en

milieu acide fort (H2SO4) et au reflux pendant deux heures. La DCO constitue donc un paramtre

important. Cest un test rapide, trs utile pour la surveillance des eaux uses et des rejets

industriels. Le rapport DCO/DBO est souvent formul pour exprimer le degr de pollution dune

eau. Pour les eaux uses domestiques, le rapport est de 1,5 2 (Bennajah, 2007 ; Tir, 2009).

* Turbidit et matires en suspension: la connaissance de la teneur en matires en

suspension (MES) est important, car elle est variable selon le type de rejet. La quantit de MES

est lie directement la notion de turbidit. La turbidit est la mesure de laspect trouble de


21

leau. Cest la rduction de la transparence dun liquide due la prsence de matires non

dissoutes. Elle est cause, dans les eaux, par la prsence de matires en suspension (MES),

comme les argiles, les limons est les micro-organismes. Une faible part de la turbidit peut tre

due galement la prsence de matires collodales dorigine organique ou minrale (Lounnas,

2008).

II.1.3.3. Paramtres indsirables

Sont dites indsirables certaines substances qui peuvent crer soit un dsagrment pour le

consommateur : got et odeur (matires organiques, phnols, fer...), couleur (fer, manganse...),

soit causer des effets gnants pour la sant (nitrates, fluor). On surveille donc prioritairement

la contamination des eaux par des matires organiques (mesure par l'oxydabilit au

permanganate de potassium), la concentration en ammonium, la prsence de nitrites et de nitrates

et la concentration en fer (Behloul, 2009).

II.1.3.4. Paramtres toxiques

Une pollution industrielle du captage ou une dgradation des rseaux de distribution peut

entraner la prsence d'lments toxiques dans l'eau, dangereux pour la sant en cas de

consommation rgulire (Lounnas, 2008). Les matires toxiques sont constitues par les

micropolluants ; Le terme "micropolluant" dsigne un ensemble de substances qui, en raison de

leur toxicit, de leur persistance, de leur bioaccumulation, sont de nature engendrer des

nuisances mme lorsqu'elles sont rejetes en trs faibles quantits. Les micropolluants

organiques peuvent tre des composs phnoliques, organohalognes, hydrocarbures,

hormones,etc, et les micropolluants inorganiques : mtaux lourds : mercure, cuivre, cadmium,

nickel, plomb,. (Messrouk, 2011 ; Dominique, 2012).

II.1.3.5. Paramtres microbiologiques (bactries, virus, parasites)

Les eaux rsiduaires contiennent de nombreux germes (champignons, amibes,

protozoaires, bactries, virus) dont certains sont pathognes. La prsence de coliformes et de

streptocoques tmoigne d'une contamination fcale de ces eaux, qu'il est impratif de les purer

pour prserver le milieu naturel (Bonnefoy et al., 2002).


22

II.1.4. Impact des eaux rsiduaires sur l'environnement

Tous les tres vivants dun biotope participent un quilibre qui assure la prennit des

cosystmes. Les dversements en milieu aquatique d'eaux pollues peuvent rompre cet

quilibre. Les diffrentes industries et certaines collectivits dversent des charges en matire

organique souvent trs suprieures la capacit dabsorption locale des cours deau, il en rsulte

des troubles importants: baisse des teneurs en oxygne et mortalit des poissons, prolifration

dorganismes cycle court (algues, bactries, champignons, etc.) et des dpts de boues

pouvant la longue eutrophie le milieu aquatique (Meinck et al., 1977). Le terme

d'eutrophisation est frquemment utilis dans l'tude des eaux rsiduaires surtout stagnantes

(dont l'eau n'est pas suffisamment renouvele) ou vitesse de circulation trs rduite.

Leutrophisation est la rponse du milieu aquatique un enrichissement excessif en substances

nutritives, essentiellement le Phosphore et lAzote ; ces principaux nutriments sont mobiliss au

bnfice dune forte augmentation de la production vgtale dans le milieu aquatique pouvant

aller jusqu une prolifration anarchique. Ils agissent en fait comme des engrais (Satin et Selmi,

1999). La Figure 3, symbolise un tel systme, lorsque l'volution atteint le stade de

l'anarobiose.

Figure 3: Reprsentation schmatique des principaux facteurs participants l'eutrophisation du

milieu aquatique (Bechac et al., 1984).


23

II.2. Procds de traitement des eaux rsiduaires

Leau, lment indispensable la vie, doit tre protge et sa qualit doit tre

rgulirement contrle. Le traitement ou lpuration des eaux uses notamment est ralise non

seulement pour protger la sant de la population et viter les maladies contagieuses, mais aussi

pour protger lenvironnement. Plusieurs techniques de traitement existent dj ; elles sont en

dveloppement incessant pour un but commun viter les risques sanitaires. Ces techniques sont

rparties en deux groupes : les traitements physico-chimiques et biologiques. Le choix dun

traitement physico-chimique ou biologique ; arobie ou anarobie, dpend essentiellement dune

part de la charge polluante admise sur linstallation, et dautre part, du degr de technicit

acceptable. Par exemple, pour des effluents caractriss par des gros dbits et de faibles

concentrations de pollution organique, le processus arobie est le plus appropri : lintensit du

transfert doxygne est alors lun des paramtres essentiels (Castillo, 2005 ; Mlanie,

2007). Les procds de traitements de chacun de ces groupes sont discuts dans ce qui suit. Il est

noter que seuls les procds les plus frquemment employs sont dvelopps.

II.2.1. Traitement biologique arobie

La voie arobie consiste utiliser des micro-organismes contenus dans des racteurs

biologiques dans lesquels de loxygne est transfr soit de manire naturelle, soit de manire

artificielle, au moyen de turbines de surface ou de diffuseurs de fond (Edeline, 1993). Loxygne

et les lments nutritifs organiques ou minraux solubles (carbone, azote, phosphore...) qui

constituent la pollution vont servir de substrats pour les micro-organismes qui se multiplient.

Une fraction de la pollution soluble est limine sous forme gazeuse (CO2 par exemple) et la

fraction complmentaire est transforme en pollution insoluble non biodgradable qui pourra tre

rcupre par dcantation et formera les boues (Moletta et Torrijos, 1999a).

II.2.2. Traitement biologique anarobie

Ces procds consistent en la dgradation de matires organiques en absence doxygne

(digestion anarobie) et labri de la lumire par laction combine de plusieurs communauts

de micro-organismes. Ce traitement prsente un certain nombre davantages par rapport un

traitement arobie :

- Faible consommation dnergie pour les besoins du processus ;

- Faible production de boues biologiques en excs (5 fois moins que pour un traitement arobie) ;


24

- Rcupration dun biogaz ( 70 % de mthane) pouvant tre utilis industriellement comme

source dnergie (Larpent-Gourgaud et Sanglier, 1992 ; Moletta et Torrijos, 1999a).

II.2.3. Dcantation

La dcantation est une opration unitaire, parmi les techniques de sparation liquide

solide base sur le phnomne de sdimentation, qui consiste liminer par gravitation les

particules en suspension dont la densit est suprieure celle de leau. Durant la dcantation, les

particules sagglomrent un certain rythme, et les particules qui rsultent de cette

agglomration sont la fois plus grosses et moins dense que les particules initiales. La variation

des densits particulaires par rapport leau, la taille des particules, restent les paramtres

essentiels dans la dcantation (Blazy et al., 1999). Aprs dcantation deux phases solide/liquide

apparaissent pour faciliter la chaine de traitement.

II.2.4. Flottation

Par opposition la dcantation, la flottation est un procd de sparation solide liquide

ou liquide liquide qui sapplique des particules dont la masse volumique est inferieure celle

du liquide qui les contient (Edeline, 1992). Dans le cas de la flottation, deux phases apparaissent

aussi pour continuer la suite des traitements sil a lieu.

II.2.5. Filtration

La filtration est un procd de sparation qui utilise le passage dun mlange solide-

liquide travers un milieu poreux (filtre) qui retient les particules solides et laisse passer le

liquide (filtrat). La filtration, habituellement prcde par un traitement de Coagulation

floculation et de dcantation permet dobtenir une bonne limination des bactries, de la couleur

de la turbidit et mme de certains gouts et odeurs (Dominique, 2001).Le choix de la nature de

filtre et de sa dimension conditionne le processus de filtration. En effet un support poreux

tendance microporeuse fixe bien les collodes, bactries et des molcules de faibles tailles alors

quun support macroporeux limine les constituants du mme type mais de grosses tailles. On

parle alors de microfiltration ou filtration des particules de quelques diximes de microns. Si lon

veut filtrer des particules du millime de microns, on utilise dautres supports plus performants

autrement dit les membranes dultrafiltration (Ayache, 2003 ; Mlanie, 2007).


25

II.2.6. Centrifugation

Cest un procde de sparation qui utilise laction dune force centrifuge pour provoquer

la dcantation acclre des particules dun mlange solide-liquide (Degrmont, 2005). Dans

lenceinte de centrifugation se forment deux phases principales distinctes : un culot de

centrifugation (sdiment) qui na gnralement pas une structure homogne ; il ya en effet,

classification entre les particules de masses volumiques leves (fond du culot de centrifugation)

et les particules plus lgres (collodes organiques par exemples). Un liquide surnageant

(centrifugat ou centrt) qui est souvent constitu dune phase unique bien clarifie ou parfois

trouble. Toutefois, il peut aussi comporter deux ou plusieurs phases si le liquide interstitiel du

mlange comprend des lments de masse volumique diffrente.

II.2.7. Adsorption

Ladsorption dfinit la proprit de certains matriaux de fixer leurs surface des

molcules (gaz, ions mtalliques, molcules organiques) dune manire plus ou moins

rversible. Il ya transfert de matire de la phase aqueuse ou gazeuse vers la surface solide. Le

solide acquiert alors des proprits superficielles (hydrophobie ou hydrophile) susceptibles de

modifier ltat dquilibre du milieu (dispersion, floculation) (Desjardins, 1990). Plusieurs

adsorbants solides sont utiliss pour clarifier ou dcolorer les eaux, les huiles minrales,

vgtales, graisses animales et des cires etc. Les adsorbants les plus pratiqus dans ces cas

sont : les charbons actifs, les changeurs dions .etc. (Khirani, 2007 ; Tatianne Ferreira de

Oliveira, 2011).

II.2.8. Coagulation floculation

Ce traitement consiste augmenter les poids des particules les plus lgres

essentiellement collodales afin quelles deviennent dcantables. La coagulation est donc la

dstabilisation des particules collodales par addition dun ractif chimique : le coagulant qui

peut tre du sel daluminium ou de fer. La floculation est lagglomration des particules

dcharges en micro-floc, puis en flocons volumineux et dcantables : le floc. Cette floculation

peut tre amliore par lajout dun autre ractif : le floculant ou adjuvant de floculation qui est

gnralement un polylectrolyte fort poids molculaire. Le phnomne de dcantation spare

ensuite leau des particules coagules (Ayache, 2003 ; Annane, 2008 ; Zongo, 2009).


26

II.2.9. Electrocoagulation

L'lectrocoagulation (EC) est une technique de traitement des eaux brutes naturelles et

rsiduaires. Elle est utilise avec succs dans le traitement de ces eaux en raison de sa capacit

d'limination des matires solides en suspension et collodale et aussi llimination concomitante

de substances inorganiques (phosphore, mtaux) et organiques (huiles, graisses, hydrocarbures et

autres) (Drogui et al., 2008 ; Bensadok et al., 2011).

Tel que son nom lindique, lEC est la fusion des sciences de llectrochimie et de la

coagulation. En effet, lEC est un procd lectrochimique complexe qui met profit un ventail

de phnomnes physiques et chimiques pour entrainer labattement des polluants dissmins

dans leffluent, ce phnomne sopre laide dlectrodes (anodes et cathodes), lesquelles sont

plonges dans le milieu aqueux, la quantit dions mtalliques injects est contrle par le

courant lectrique (Holt et al., 2004).

II. 2.9.1. Principe de llectrocoagulation

Le procde dEC est bas sur le principe des anodes solubles. Il sagit dimposer un

courant (ou potentiel) entre les lectrodes (fer ou aluminium) immerg dans un lectrolyte

contenu dans un racteur pour gnrer, in situ, des ions (Fe2+; Fe3+, Al3+) susceptibles de produire

un coagulant en solution et de provoquer une coagulation-floculation des polluants que lon

souhaite liminer. Llectrolyse peut galement coaguler les composs solubles oxydables ou

rductibles contenus dans leffluent. Le champ lectrique cre un mouvement dions et de

particules chargs. Cette action permet de rassembler les matires en suspension sous forme de

flocs quon limine ensuite par un procd physique classique (dcantation, flottation,

filtration). La Figure 4 suivante prsente le principe du procd avec des lectrodes de fer.


27

Figure 4: Principe de la technique dlectrocoagulation.

Les anodes et les cathodes utilises peuvent avoir diffrentes configurations. Elles

peuvent se prsenter sous forme de plaques, de boules, de sphres lit fluidis, de fil, de tige ou

de tube. Ces lectrodes peuvent tre constitues de divers mtaux qui sont choisis de manire

optimiser le procd de traitement. Les deux mtaux communment utiliss sont le fer et

laluminium grce leur prix abordable et leur forme ionique qui prsente une valence leve

(Kobya et al., 2003 ; Bennajah, 2007 ).

II.2.9.2. Applications de llectrocoagulation

L'EC s'apparente fortement la coagulation classique sans toutefois composer avec

certains de ses inconvnients de conception et d'opration, ce qui ravive l'intrt manifest par un

grand nombre de chercheurs pour cette technologie. Lapplication de lEC sest accrue ces

dernires annes du fait de son efficacit, gnralement suprieure aux autres techniques, de son

faible cot, pour liminer les diffrentes formes de pollution organique ou mtallique (Drogui et

al., 2007). LEC fait actuellement lobjet de recherche pour le traitement dun nombre vari

deffluents pollus dont des eaux domestiques (Yu et al., 2005), des eaux uses de restaurants

(Chen et al., 2000), des eaux de lavage (Ge et al.,2004) ; des eaux uses de semi-conducteurs

(Chen et al ., 2003), des eaux rsiduaires de papteries (Ugurlu, 2004 ), des eaux brutes pour la

production deau de consommation (Holt et al., 2005), ainsi que des eaux contenant des

composs fluors (Mameri et al., 2001 ; Ghosh et al., 2008), des colorants textiles (kobya et

al., 2003).


28

II.2.9.3. Ractions aux lectrodes

Dans sa forme la plus simple ; un racteur dEC est form dune anode et dune cathode.

Lors du passage du courant travers les lectrodes, il se produit invitablement une oxydation

lanode (perte dlectrons). Il est noter que le type de mtal slectionn lors de la conception

dlectrodes peut avoir une influence notable sur les demi-ractions doxydorductions qui se

produiront dans la cellule. Gnralement le fer et laluminium sont les deux mtaux les plus

utiliss dans le procd dEC, de par leur importance au sein des processus de coagulation et de

prcipitation (Annane, 2008).

Les principales ractions qui se droulent avec les lectrodes en aluminium

(Chaturvedi, 2013) sont :

*A lanode: Al (s) Al+3 (aq) + 3e-

2Al3+ + 3OH- Al2O3 + 3/2 H2 +3e-

*A la cathode: 3H2O + 3e- 3OH- +3/2 H2

*Dans la solution: Al+3(aq) + 3H2O Al (OH)3 (s) + 3H+(aq)

Les principales ractions qui se droulent avec les lectrodes en fer (Niam et al., 2007)

sont :

Lorsque Fe(OH)n avec n = 2 est form lanode

* A lanode: Fe (s) Fe2+ (aq) + 2e-

Fe2+ (aq) + 2 OH (aq) Fe (OH)2 (s)

*A la cathode: 2 H2O (l) + 2e H2 (g) + 2 OH

(aq)

*Dans la solution: Fe (s) + 2 H2O (l) Fe (OH)2 (s) + H2 (g)

Lorsque Fe(OH)n avec n = 3 est form lanode

*A lanode: 4 Fe (s) 4 Fe2+ (aq) + 8e-

4 Fe2+ (aq) + 10 H2O (I) + O2 (g) 4 Fe (OH)3 (s) +8H+ (aq)

*A la cathode: 8H+ (aq) + 8e 4H2 (g)

*Dans la solution: 4 Fe (s) + 10 H2O (l) + O2 (g) 4Fe (OH)3 (s) + 4H2 (g)


29

II.2.9.4. Connexions lectriques (configuration des lectrodes)

Sous sa forme la plus simple, une cellule dlectrocoagulation est compose dune anode

et dune cathode toutes deux relies une source dalimentation. Dautres types de connexion

peuvent tre utilises dans les cellules lectrochimiques (Pretorius et al., 1991). Les lectrodes

peuvent tre mono polaires branches en srie ou en parallle, ou encore bipolaires branches en

srie (Figure 5) (Beauchesne, 2008). Daprs Zongo, 2009, la diffrence entre les trois modes

se trouve dans la connexion entre les lectrodes qui entraine une diffrence des expressions des

tensions et des intensits de courant dans la cellule.

Dans le Tableau 4, figurent les diffrentes valeurs des tensions et des intensits pour les trois

modes. On a considr n lectrodes connectes un gnrateur fournissant un courant I et une tension U.

Tableau 4: Modes de connexion et valeurs des intensits et des tensions

Modes de connexion Intensit par cellule Tension par cellule

Monopolaire srie In2

U

Monopolaire parallle1n

I

U

Bipolaire I1n

U

(a) connexion mono polaire (b) connexion mono polaire (c) connexion bipolaire

en parallle en srie en srie

Figure 5: Diffrents types de connexion.


30

II.2.9.5. Avantages de llectrocoagulation

De nombreux auteurs ont compar le procd dEC avec le procd physico-chimique

classique ralis par laddition de coagulants tels que le sulfate daluminium ou le chlorure

ferrique. Parmi les arguments en faveur de lEC on peut citer :

1- LEC emploie un quipement simple, compact et facile dutilisation.

2- Leau usage traite par EC donne un gout agrable, claire, sans couleur et inodore (Mollah et

al., 2001 ; Tir, 2009).

3- Pas dajout de substances chimiques : mme sil semble ncessaire d'augmenter lgrement la

salinit de l'effluent traiter pour accrotre la conductivit lectrique de l'effluent (Mollah et al.,

2001). Cependant, plusieurs tudes ont montr lefficacit de lEC sans aucune variation de

conductivit initiale du rejet traiter, ce qui vite d'autres formes de traitement en aval. Les

travaux dEssadki et al. (2007) et, Damien (1992) ont confirm cet avantage.

4- Kannan et al. (2006) et Persin et Rumeau, (1989) ont prouv l'efficacit du procd d'EC

pour des polluants collodaux trs fins. Avec d'autres procds tel que la coagulation chimique,

ces polluants imposent des tapes de traitement plus lentes et des quantits de coagulant plus

leves.

5- Larue et Vorobiev (2003) ont obtenu des boues plus denses et moins hydrophiles. Cela rend

la dcantation et la flottation plus aise et diminue le volume des boues. Ces travaux ont montr

une rduction du temps et des cots de traitement des boues.

6- Persin et Rumeau (1989) mentionnent l'importance du champ lectrique entre les lectrodes,

qui conduit la destruction de certaines souches de bactries. En utilisant des lectrodes en

titane, Patermarakis et al. (1990) ont confirm cet effet bactricide sans la formation de

drivs hypochloreux ou d'autres drivs du chlore.

7- Cenkin et Belevtsev (1985) ont montr que l'utilisation de l'EC permet de rduire le temps de

traitement : ce procd permet un grand gain en compacit des installations et une possibilit

d'automatisation (Bennajah, 2007 ; Tir, 2009).

8- La technique de lEC peut tre commodment employe dans des secteurs ruraux ou

llectricit nest pas disponible, puisquun panneau solaire attach lunit peut tre suffisant

pour suivre le processus (Mollah et al., 2001 ; Tir, 2009).


31

II.2.9.6. Inconvnients de llectrocoagulation

Comme toute technique de traitement, lEC ne prsente pas que des avantages mais aussi

des inconvnients quon peut rsumer comme suit :

La conductivit du rejet traiter doit tre suffisante pour permettre le passage du courant sans

consommation excessive dlectricit (Yousuf et al., 2001 ; Kim et al., 2002). Lorsque la

conductivit de leau pollue est trop faible, un rajout du chlorure de sodium est gnralement

ncessaire. La prsence de certains ions tels que les chlorures, permet dviter le phnomne de

passivation des lectrodes daluminium. Les lectrodes sacrificielles sont dissoutes dans leau

use par effet doxydation, ce qui ncessite le remplacement rgulier de ces lectrodes. Un film

impermable doxyde sur la cathode peut tre form, et qui augmente la rsistance de la cellule,

ce qui conduit une perte defficacit de lunit de lEC. Pour faire face ce problme, la

manire la plus simple est de raliser une inversion priodique de la polarit (Donini et al.,

1994 ; Mollah et al., 2001 ; Bennajah, 2007 ; Tir, 2009).

II.3. Techniques de traitements spcifiques aux eaux tudies

II.3.1. Les eaux rsiduaires de Laiterie et leurs traitements

On sait que les rejets aqueux des industries agroalimentaires sont intgrs dans les eaux

rsiduaires industrielles. Les laiteries par exemple, utilisent normment deau pour la

fabrication du lait et de ses drivs ainsi que pour le nettoyage et la dsinfection (Demirel et al.,

2005 ; Hazourli et al., 2007). Malheureusement une partie non ngligeable de cette eau gnre

par les installations de production est dverse sans prtraitement dans le milieu rcepteur (oued,

mer) pouvant engendrer une eutrophisation de ce milieu (Tchamango et al., 2010). Quant la

constitution de ce rejet, elle est essentiellement de nature organique. Elle peut comprendre de la

matire grasse en dispersion grossire formant des mulsions, de la matire azote (la casine) en

grande partie ltat collodale, de la matire glucidique comprenant notamment le lactose,

principal sucre du lait qui est un substrat de fermentation pour les bactries lactiques, par

exemple les Streptococcus Thermophilus et les Lactobacillus Bulgaricus (Walker, 2001 ;

Demirel et al., 2005). Ces dchets liquides sont caractriss le plus souvent par des

concentrations leves de la demande biologique en oxygne (DBO) et la demande chimique en

oxygne (DCO) en mme temps avec la prsence de l'azote et du phosphore. En raison de ces

caractristiques polluantes, les eaux uses issues de l'industrie laitire doivent tre traites avant

leur rejet dans l'environnement. Traiter les effluents laitiers est donc d'une importance cruciale

non seulement pour l'environnement, mais aussi dans le but de recycler l'eau pour une utilisation

dans les procds industriels (Tchamango et al., 2010). De nombreux procds peuvent tre


32

utiliss pour le traitement des eaux uses de laiterie. Ils sont bass soit sur la rcupration des

composants prcieux, principalement des protines et du lactose, ou sur la dgradation des

substances qui peuvent altrer ngativement la qualit environnementale des cours deau

(Bensadok et al., 2011).

Beaucoup dauteurs saccordent purer les rejets laitiers par un traitement biologique

car la nature des dversements est essentiellement organique (Sachon, 1980 ; Moletta et

Torrijos, 1999 ; Walker, 2001). Le traitement consiste globalement utiliser les bactries

arobies et anarobies pour effectuer une puration des eaux forte charge organique (Castillo,

2005). Par ailleurs, il existe des traitements physico-chimiques plus ou moins efficaces selon la

charge polluante de l'eau tudier, nous pouvons citer le traitement de flottation, filtration

membranaire, coagulation-floculation, coagulation- dcantation et llectrocoagulation etc

(Desjardins, 1990 ; Boeglin, 1997 ; Hamdani et al., 2004 ; Ayeche et balaska, 2010 ;

Tchamango et al., 2010).

II.3.2. Les eaux rsiduaires dAbattoir et leurs traitements

Leau est un des lments essentiels de la plupart des grandes entreprises de

transformation de produits alimentaires d'origine animale. Aprs avoir t utilise, la plus grande

partie de cette eau use de procd est retourne lenvironnement. Comme cette eau est

habituellement charge en matire organique, elle devient ds lors une source de pollution

importante pour le milieu rcepteur qui la reoit. Les abattoirs constituent sans doute lexemple-

type de ces industries o leau est utilise pour le lavage des sous-produits (abats) et l'limination

des dchets (matires fcales, dbris de panse et de sang) (Belghyti et al., 2007 ; Bazrafshan et

al., 2012). En Europe, les volumes d'eau use rejets sont valus entre 6 et 9 litres par kg de

carcasse de bovins, et de 5 11 litres par Kg de carcasse de porcins (Aurlien et al., 2002 ;

Belghyti et al., 2007). Ces eaux uses sont principalement composes dun mlange complexe

de matires grasses, de protines et de fibres. Elles contiennent une concentration suffisante : de

matire organique pour appauvrir la teneur en oxygne des eaux de surfaces, des nutriments pour

stimuler la prolifration des algues. Donc le rejet des eaux uses dabattoir dans les cours deau a

des consquences nfastes sur la flore et la faune aquatique (Mass et al., 2000). Les effluents

des abattoirs sont caractristiques et ncessitent des traitements adapts (sparation des dchets

solides et des graisses, traitements spcifiques). Plusieurs tudes se sont intresses la

caractrisation et au traitement de ce type deaux uses par le biais des stations d'puration soit

par des procds arobies (Lovett et al.1984; Couillard et Gariepy, 1990), soit par de procds


33

anarobies (Giglio et al., 2003; Reginatto et al., 2003). D'autres procds de traitement sont

adopts pour l'puration des eaux uses d'abattoir savoir l'infiltration sur sable et

l'lectrocoagulation (Gnagne et Brissaud, 2003 ; Belghyti et al., 2009 ; Budiyono et al., 2010).

II.3.3. Les eaux rsiduaires des produits craliers et leurs traitements

Les eaux uses des produits craliers sont moins charges

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