amelioration des procedes de clarification des eaux de la station
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République Algérienne Démocratique et populaire
Ministère de l’Enseignement Supérieur et de la Recherche Scientifique
Mémoire de MagisterPrésenté à l’université du 20 Août 1955 Skikda
Faculté des Sciences
Département des Sciences Fondamentales
Spécialité : Chimie
Option : Pollutions Chimiques & Environnement
Par Amel LOUNNAS
Soutenu le : …/…/ …
Devant le Jury :
Mme : R.ZAGHDOUDI MC Université de Skikda Président
Mr : Med. S. MEDJRAM Pr Université de Skikda Examinateur
Mr : M.SOLTANE MC CU de EL-Taref Examinateur
Mr: F. DJAZI Pr Université de Skikda Rapporteur
Année universitaire : 2008/2009
AMELIORATION DES PROCEDES DECLARIFICATION DES EAUX
DE LA STATION HAMADI-KROMA DE SKIKDA
REMERCIMENTS
Je remercie mon rapporteur monsieur Fayçal DJAZI, Professeur à
l’Université de Skikda, pour avoir accepté de diriger mes travaux, je lui exprime
ma profonde gratitude pour m’avoir fait bénéficier de ces profondes
connaissances scient ifiques ainsi que pour la confiance qu’i l m’a témoignée.
Mes remerciements s’adressent aussi à Madame Rachida ZAGHDOUDI,Maître de
conférence à l’Univers ité de Skikda, pour m’avoir fait l’honneur de présider ce
jury.
Mes remerciements vont à Mons ieur Mohamed Salah MEDJRAM, Professeur
à l’Univers ité de Skikda, pour l’honneur qu’il m’a fait d’examiner mon travail et
pour m’avoir permis d’effectuer des manipulations au sien de son laboratoire.
J’adresse également mes remerciements à Monsieur Mahmoud SOLTANE, Maît re
de conférence au Cent re Universitaire EL-Taref, qu i m’a fait l’honneur de
participer à ce ju ry et juger mon travail.
Je suis très reconnaissante à Monsieur B.MEGHZILI, enseignant à
l’Université de Skikda, pour les aides et les encouragements qu’i l m’a témoignés.
Je le remercie vivement .
Mes remerciements s’adressent également à Monsieur M.BOSSAA, enseignant à
l’Université de Skikda, pour son a ide et la disponib ilité qu’ il a toujours
manifestées.
J’exprime mes remerciements à Me l l e C.SAADI, enseignante à l’Université de
Skikda, pour son aide.
Enfin, je ti ens à remercie profondément toutes les personnes qui, de prés ou
de loin, ont contr ibué à l’achèvement de ce travail.
DEDICACE
Je dédie ce modeste travail à :
Mes très chers parents.
Mon mari Abderzak.
Mes s urs et frères«Wahida, Mehyddine ».
Ma fi ll e Sarah.
Ma bel le s ur.
Mes amies et collègues.
Table des matières
INTRODUCTION GENERALE
PARTIE THEORIQUE
CHAPITRE I : PROPRIETES ET POLLUTION DES EAUX
I.1 INTRODUCTION 1
1.2 PROPRIETES DE L EAU 4
I.2.1 Propriétés physiques 4
I.2.2 Propriétés chimiques 6
I.2.2 Propriétés biologiques . 6
I.3 RESSOURCES HUDRIQUES NATURELLES . 6
I.3.1 Eaux souterraine 6
I.3.2 Eaux de surface . 7
I.3.3 Eaux de mers et océans 8
I.4 POLLUTION DES EAUX 9
I.4.1 Origine de la pollution 9
I.4.1.1 L industrie 9
I.4.1.2 L agriculture 9
I.4.1.3 pollution domestique 9
I.4.1.4 pollution par les eaux pluviales 9
I.4.1.5 pollution d origine naturelle 9
I.4.1.6 pollution par les substances associées au traitement de l eau 10
I.4.2 les principaux polluants des eaux naturelles 10
I.4.2.1 Polluants physiques I0
I.4.2.2 Polluants chimiques 12
I.4.2.3 Polluants microbiologiques 13
I.5 CONCLUSION .. 14
CHAPITRE II : LA QUALITE ET LE TRAITEMENT DES EAUX DE SURFACE
II.1 INTODUCTION 15
II.2 LES PARAM7TRES DE QUALITE DES EAUX 15
II.2.1 Les paramètres organoleptiques 15
II.2.1.1 La turbidité 15
II.2.1.2 La couleur 16
II.2.1.3 Goût et odeur 17
II.2.2 Les paramètres en relation avec la structure de l eau 17
II.2.2.1 La température 17
II.2.2.2 La dureté 18
II.2.2.3 Le pH 19
II.2.2.4 L alcalinité 19
II.2.2.5 La conductivité 20
II.2.2.6 Sodium et potassium 20
II.2.2.7 Les chlorures 20
II.2.2.8 Les sulfates 21
II.2.3 Les paramètres indésirables 21
II.2.3.1 Les matières organiques 21
II.2.3.2 L azote 23
II.2.3.3 Certains métaux 24
II.2.4 Les paramètres toxiques 25
II.2.5 Les caractéristiques biologiques 25
II.3 PROCESSUS DE POTABILISATION DES EAUX DE SURFACE . 27
II.3.1 Prétraitement 27
II.3.2 Pré-oxydation 28
II.3.3 Clarification 29
II.3.3.1 Coagulaion-floculaion 29
II.3.3.2 Décantation 30
II.3.3.3 La filtration 31
II.3.4 Désinfection 31
II.3.5 Affinage 31
II.4 TRAITEMENT DES EAUX NATURELLES EN ALGERIE 32
II.4.1 La qualité des eaux de surface 32
II.4.2 Fonctionnement des stations de potabilisation Algérienne 37
II.5 CONCLUSION 38
CHAPITRE III : GENERALITES SUR LE PROCEDE DE COAGULATION-
FLOCULATION
III.1 INTRODUCTION 39
III.2 SOLUTIONS COLLOIDALES 39
III.2.1 Généralités 39
III.2.2 Structure des colloïdes 41
III.2.3 Déstabilisation des colloïdes 42
III.2.3.1 Facteurs de déstabilisation 42
III.2.3.2 Mécanismes de la rupture de l état colloïdal
III.2.3.3 Le potentiel Zêta 43
III.3 COAGULATION-FLOCULATION 43
III.3.1 Définition 44
III.3.2 Paramètres liés à la coagulation-floculation 45
III.3.3 Mécanisme de la coagulation-floculation 47
III.3.4 Types de coagula tion-flocula tion uti lisés 48
III.3.4.1 Les coagulants 48
III.3.4.2 Les adjuvants de floculation 49
III.3.5 Réactions d hydrolyse de l aluminium et mécanismes de déstabilisation 51
III.4 CONCLUSION 52
CHAPITRE IV : DESCRIPTION ET FONCTIONNEMENT DE LA STATION
IV.1 INTRODUCTION 53
IV.2 SCHEMA GLOBAL DE LA STATION 54
IV.3 DESCRIPTION ET FONCTIONNEMENT DES OUVRAGES DE LA STATION 55
IV.3.1 Tour d homogénéisation 55
IV.3.2 Bassins d homogénéisation 55
IV.3.3 Décanteurs primaires 56
IV.3.4 Décanteurs secondaires 56
IV.3.5 Filtration gravitaire sur sable 56
IV.3.5.1 Système de répartition à l entrée des filtres 56
IV.3.5.2 Description et fonctionnement d un filtre 56
IV.3.6 Fonctionnement du système de lavage 57
IV.3.7 Stockage d eau filtrée 57
IV.3.8 Prise d échantillons 58
IV.3.9 Evacuation des purges, vidanges, trop-pleins 58
IV.4 CONCLUSION 58
PARTIE EXPERIMENTALE
CHAPITRE V : PROCDURE EXPERIMENTALE
V.1 INTRODUCTION 59
V.2 PREPARATION DES SOLUTIONS 59
V.2.1 Préparation des coagulants 59
V.2.2 Préparation des adjuvants 60
V.3 METHODE ANALYTIQUES 60
V.4 ESSAI DE COAGULATION-FLOCULATION « JAR-TEST » 63
V.5 CARACT2RISATION DES EAUX D APPOINT DE LA STATION DE
POTABILISATION DE SKIKDA 63
V.6 CONCLUSION 64
CHAPITRE VI: OPTIMISATION DE LA DOSE DE COAGULANT
VI.1 INTRODUCTION 65
VI.2 DETERMINATION DE LA DOSE OPTIMUM DE COAGULANT 65
VI.2.1 Résultat et discussion 65
VI.3 L Influence de l eau brute sur la dose optimale de coagulant 67
VI.3.1 Résultat et discussion 67
VI.4 CONCLUSION 71
CHAPITRE VII : INFLUENCE DES TRAITEMENT PARALLELES LA
COAGULATION-FLOCULATION
VII.1 INTRODUCTION 72
VII.2 INFLUENCE DES ADJUVANTS 72
VII.2.1 Protocole expérimental 72
VII.2.2 Résultat et discussion 73
VII.2.2.1 Détermination de la dose optimale de coagulant 73
VII.2.2.2 Utilisation des adjuvants 74
VII.2.2.2.1 1nfluence de la chaux éteint sur la coagulation-
floculation 74
VII.2.2.2.2 Influence de CAP sur la coagulation-floculation 75
VII.2.2.2.2 Influence de la bentonite sur la coagulation-floculation 76
VII.3 INFLUENCE DE LA PRECHLORATION SUR LA COAGULATION-
FLOCULATION 79
VII.3.1 Protocole expérimental 79
VII.3.2 Résultat et discussion 80
VII.4 CONCLUSION 82
CHAPITRE VIII : EFFET DU MELANGE COAGULANT/ARGILE DANS LA
CLARIFICATION DES EAUX DE SURFACE
VIII.1 INTRODUCTION 83
VIII.2 PROTOCOLE EXPERIMENTAL 83
VIII.3 ETUDE COMPARATIVE ENTRE LA BENTONITE ET SULFATE D ALUMINE
SUR LA COAGULATION-FLOCULATION 84
VIII.3.1 Résultat et discussion 84
VIII.4 L INFLUENCE DU MELANGE SULFATE D ALUMINE/BENTONITE SUR LA
COAGULATION-FLOCULATION 86
VIII.4.1 Résultat et discussion 87
VII.5 CONCLUSION 91
CONCLUSION GENERALE 92
REFERENCE BIBLIOGRAFIQUES
INTRODUCTION GENERALE
Introduction générale L’eau est une ressource renouvelab le car elle participe à un cycle.
L’évaporation par l’énergie sola ire, les précip itations et l’écoulement en surface
et sous terre constit uent les étapes de cycle. La problémat ique de l’eau est un
problème de quantité et de qua lité , c ' est -à-dire de ress ource et de pollut ion.
Du point de vue de la ressource on distinguera d’un coté les eaux de surface
qui ont un taux de renouvellement très rapide, et de l’autr e les eaux souterraines
qui s’écoulent beaucoup plus lentement . Ce sont les eaux de source et
superficie lles qui vont être captée (par drains, à l’exutoire naturel, par pu its ou
par pris e d’eau dans le cas des eaux superficielles), à partir de leur gisement
souterrain, d’un lac ou d’un cours d’eau, et amenées dans les usines de tra it ement
pour êt re transformées en eau potable. Cependant t outes les eaux ne peuvent êtres
uti lisées ; ell es doivent obéir à un certain nombre de critères physico-chimiques.
L’eau cont ient des substances ou des micro-organismes qui par leur nature et
leur concentr ation peuvent êtr es indispensables, acceptab les, indésirab les, voir e
toxiques ou dangereux. L’eau pré levée dans le milieu nat urel n’est généra lement
pas uti lisable direct ement pour la consommation humaine car des é léments liés à
l’activité de l’homme peuvent êtr e ent raînés (nitrates, matières organiques,
pest icides , matières en suspension, micro-organismes…). La qualité des eaux de
surface ; souvent po lluées, et donc très var iab le et ne peut êtr e traitée qu’au cas
par cas par des tra itements appropriés à sa nature et à son degré de pol lution. Les
étapes de trait ement class ique pour rendre l’eau potable sont :
- Prét ra itement (dégrillage, tamisage…)
- Pré chloration
- Clarifi cation (coagulation-floculation, décantation, fil t ration)
- Désinfection
- Affinage.
L’él iminat ion des matières en suspension et la réduction de la mat ière organique
sont des ob ject ifs souvent assurés au cours du procédé conventionnel de la
clar if icat ion. La coagulation-floculation conditionnera le rest e du trait ement et
elle permet , par un processus physico-chimique comprenant l’a jout de se ls
métal liques dénommés coagulant, de transformer la suspension colloïdale en des
particules plus importantes qui sont aptes à sédimenter[1].
Les coagulants les plus couramment employés sont les s els d’aluminium et de fer.
Leur util isation fait parti e des procédés de purif ication des eaux depuis quelques
décennies .
En 1843 ; SIMPSON expérimenta l’aluminium en Anglett erre avant l’étape de
filtration, mais cett e technique n’a pas ét é immédiatement pratiq uée à l’échelle
indust rielle. La première application dat e de 1885, par la compagnie des eaux de
Somerville et Rar itan dans le Newjerzey[2 ]. Il est intéressant de signaler que le
processus de coagulation-f loculation est le traitement de clarification de plus
efficace mais beaucoup n’y voient qu’un simple trait ement visant la seule
élimination de la t urbidité, négligeant ains i l’é limination de la matière organique,
notamment sous sa forme dissoute.
L’eff icacité de cett e étape de traitement est rat tachée à la var iab le pH, t ype et
dose du coagulant ainsi qu’à la nature des parti cules et des matrices minérales et
organiques.
L’object if général de ce travail est l’amélioration de la qualité d’eaux
naturelles dest inées à l’alimentation en eau potab le par une phase d’optimisation
de la clarification.
Notre étude se présente en deux grandes part ies :
La première part ie de ce trava il est relative à l’étude bib liographique, nous
avons jugé utile de rappeler dans un premier chapitre quelques généralités sur les
propriétés et la po llution des eaux et en pa rti culier la pollution des eaux utilisées
pour la product ion d’eau potable.
Le deuxième chapitre t raite des critères de qua lité, normes de potabilisat ion,
procédé de trait ement des eaux et présente un aperçu sur la qualité et le
traitement en Algérie.
Le troisiè me chapitre donne une vue générale sur le phénomène de coagulation-
floculation.
En fin, un dernier chapit re est consacré à la description et au fonct ionnement de
la stat ion de potab ilisa tion « Hamadi Kroma » de la ville de SKIKDA.
La seconde parti e de l’ét ude est axé e sur l’expérimenta tion et elle est
présentée en quatre chapitr es. Nous décrivons dans le 5è me chapitr e les différents
protocoles expér imentaux mis en uvre au cours de cet te étude et les résultat s
analyt iques des caractéristiques physico-chimiques des eaux d’appoint de la
station de trait ement des eaux de SKIKDA.
Le 6è me chapitre a concerné l’opt imisation des eaux de la st ation. Des essais en
laboratoire ont fixé les conditions optimales du déroulement de chaque phase de
traitement.
Dans le s eptième chap itre, nous présentons l’ influence des tra itements para llèles
à la coagulat ion-f loclation par l’uti lisa tion d’adjuvants tels que la bentonite,
charbon acti f poudre et la chaux, ainsi que l’application de la pré chloration. Le
dernier chapit re présente l’influence de la bentonit e dans la clarification des eaux
de surface de la station de potabilisation Hamadi-Kroma par le processus de
coagulat ion- floculation en essayant de réduire ou de remplacer le coagulant
uti lisé fréquemment dans le trait ement des eaux par de la l’argile naturelle.
CHAPITRE I
PROPRIETES ET POLLUTION DES EAUX
I.1 Introduction De toutes les p lanètes du système solaire, la t erre est la seule à être pourvue
d’une hydrosphère, celle-ci recouvre p lus de 70% de sa superfic ie [3].
Schémat iquement, l 'eau évolue ent re tr ois sect eurs : les océans (l 'hydrosphère),
l 'atmosphère et les sols ( lithosphère). La terre recevant l 'énergie solaire,
l 'hydrosphère chauffée s 'évapore, conduisant à la présence d' eau dans
l 'atmosphère . Cet t e eau, suite à un refroidissement de l ' air, s e condense en
goutt es ou crista ux de glace et s e retr ouve précip itée sous forme de pluie, neige
ou grêle sur la lithosphère à la surface. Le fonct ionnement de ce système conduit
à définir différents t ypes d'eau, d'usage et de composition différents [4].
Sous la pression des besoins considérables, on est passé de l’emploi des eaux
de source et de nappe à une util isation de plus en plus poussée des eaux de
surface.
Parallè lement s e sont développées les recherches des eaux souterraines, les
méthodes de recyclage et maintenant on se préoccupe de plus en plus du
dessalement de l’eau de mer.
Ces trois t ypes d’eau constituent une source importante pour la satis fact ion des
besoins en eau potable.
L’eau potab le est une eau qui est apte à êt re consommée par l’êt re humain,
cett e dernière peut être causée par des microorganismes, des substances toxiques,
des conta minants biogénétiques (engrais ), de la mat ières organiques…etc. Ces
éléments sont soit naturellement p résents dans l’environnement, soit le résultat
des act ivités humaines, d’une façon ou d’une autr e, la qualité de l’eau potab le est
alors dégradée.
I.2 Propriétés de l’eau
Indispensable à la vie, catalyseur de nombreuses réactions chimiques, l’eau
est également le pr incipal agent d’érosion et sédimentation et donc un facteur
déterminant de la formation des paysages . Le caractère banal de l’eau qui nous
environne, fait parfois oublier que ce liquide qui nous est si familier s’avère en
réalité par ses propriétés si parti culières à la foi le f luide le plus indispensab le à
la vie et celui dont la complexité est la plus remarquab le [4].
Sur la terre, l’eau exis te dans les tr ois états phases : l iquide (eau proprement
dit e), solide (glace) gazeux (vapeur d’eau). Ces trois phases coexistent dans la
nature, t oujours observables deux à deux, et plus ou moins en équilibre : eau-
glace, eau- vapeur , glace- vapeur s elon les conditions de température et de
pression [3].
I.2.1. Propriétés physiques Le caract ère po laire de la molécule d’eau est à l’or igine d’associations
possib les entre les molécules d’eau ; i l donnera lieu à bien des anomalies
phys iques que nous s ignalons br ièvement, t elles que :
I .2.1.1 La Température d’ébullit ion : anormalement é levée, s i on la compare
avec celle des composés de masse molécula ire du même ordre et possédant
plusieurs atomes d’hydrogène. Dans les conditions normales elle est de 100°C.
I.2.1.2 La masse volumique : elle var ie avec la température et la pression, mais
aussi avec la t eneur en sels dissous. L’eau a une masse volumique de 1g/cm3 .
I .2.1.3 la viscos ité : elle diminue lorsque la température croit ; par contre, ell e
augmente avec la t eneur en se ls dissous. Contrairement aux autr es liquides, une
pression modérée, rend l’eau moins visqueuse aux bass es t empératures [4].
I.2.1 .4 La tension superficiel le : elle est définie comme une force de t ract ion
qui s’exerce à la surface du liquide en t endant toujours à réduire le plus possible
l’étendue de cett e surface. Elle est extrêmement é levée ; éga le à 73erg/cm à 18°C.
[5].
I .2.1.5 la conductiv ité é lectrique: l’ eau est légèrement conductr ice. Cett e
conduct ivité très faible, mais jamais nulle est expliquée par une légère
dissolution de la molécule d’eau selon l’équation chimique :
2H 2O H3O+ + OH -
Elle est exprimée en µs/ cm
I.2 .2. Propriétés chimiques de l’eau L’énergie de formation de la molécule d’eau, 242kJ/mol, est é levée. Il
s’ensuit que l’eau possède une grande s tabilité. Cett e stabilité, associé e aux
propriétés élect riques et à la const itution moléculaire de l’eau, la rend
particulièrement apte à la mise en so lution de nombreux corps gazeux, liq uides
polaires, et surtout solide. La plupart des substances minérales peuvent s e
dissoudre dans l’eau, ainsi qu’un grand nombre de gaz et de produits organiques.
La solvatation (ou act ion hydratante de l’eau) est le résultat d’une destruct ion
complèt e ou partiell e des divers liens électrostatiq ues entr e les atomes et les
molécules du corps à diss oudre, pour les remplacer par de nouveaux liens avec les
molécules d’eau, et forger a insi des nouvelles structures : il s e p roduit une
véritab le réact ion chimique (une solvatation complèt e est une dissolution) [4,5].
I.2.3 Propriétés biologiques de l’eau L’eau, l’oxygène et le dioxyde de carbone cont ribuent à créer des conditions
favorables au développement des êtr e vivants [6]. Il exist e un cycle biologique,
cycle au cours duquel s’effectue une série d’échanges ; l’eau entr e pour une
grande part dans la const itution des êtr es vivants.
I.3 Ressources hydriques naturelles Les réserves disponibles d’eaux naturelles sont const ituées des eaux
souterraines (infilt ration, nappe), des eaux de surface ret enues ou en écoulement
(barrages, lacs, rivières) et des eaux de mer.
I.3 .1. Eaux souterraine
Du point de vue hydrogéologique les couches aquifères s e divisent en :
Nappes phréat iques ou a lluviales : peu profondes et al imentées direct ement par
les pr écipitations p luvieuses ou les écoulements d’eau en dess us.
Nappes captives : plus p rofondes que les premières et séparées de la surface par
une couche imperméable, l’a limentation de ces nappes est ass urée par
l’inf iltration sur leurs bordures [7].
La nature du t errain sous lequel se trouvent ces eaux est un dét erminant de leurs
compos itions chimiques, cependant ell es sont appelées aussi les eaux propres car
ils répondent en général aux normes de potabilité . Pourtant, ces eaux sont moins
sensibles aux pollut ions accidentelles, elles perdent tota lement leur pureté
originale dans le cas de contamination par des pol luants.
Quand une eau sout erraine contient une concentr ation en certains minéraux
dépassant les normes de potabil ité, mais elle représente des propriétés
thérapeutiques on la dist ribue en boutei lles avec parfois un trait ement bien
définit , ces eaux sont dites eaux minérales [5].
I.3 .2. Eaux de surface
Ce type des eaux englobe toutes les eaux circulantes ou s tockées à la
surface des cont inents (rivièr es, la cs, étangs, barrages,…). La composition
chimique des eaux de surface dépend de la nature des t errains traversés par ces
eaux durant leurs parcours dans l’ensemble des bassins versants. Ces eaux sont le
siège, dans la p lupart des cas, d’un développement d’une vie microbienne à cause
des déchets rejet és dedans et de l’importante surface de contact avec le milieu
extérieur. C’est à cause de ça que ces eaux sont rarement potables sans aucun
traitement [5] . Le tableau I.1 donne les éléments caractér ist iques des eaux de
surface par rapport aux eaux souterraines.
Tableau I.1 principales différence entr e eaux de sur face et eaux souterra ines.
D’après [5]
Caractérist ique Eaux de surface Eaux souterraines
Température Var iab le suivant sa isons Relativement constante
Turbidité Var iab le, parfo is é levée Faible ou nulle (sauf en
terrain karstique)
I.3 .3. Eaux de mers et océans : Les mers et les océans constituent des énormes réservoirs d’eau, elles
représentent près de 97 .4%du volume d’ eau ex istant actuellement sur notre
planète, le reste est la part des eaux continenta les (eaux souterra ine et
superficie lles). Les eaux de mers sont caractérisées par une grande salin ité, ell es
sont dénommées aussi « eaux saumâtres », ce qui rend leur utilisa tion dif fic ile,
notamment leur coût très élevé pour leur traitement [4].
I.4 Pollution des eaux La pol lution des eaux peut êtr e défin ie comme une dégradation de cell e-ci
par les éléments qu’el le a accumulée de son ut ilisation. Ces éléments indés irables
proviennent des excréments chimiques, des rejets provenant d’industries divers,
du lessivage des t errains traversées.
Le problème de la pollution des eaux représente sans aucun doute l’un es aspects
les plus inquiétants de la dégradation du milieu naturel.
I.4.1. Origine de la pollution
I.4.1 .1 L’ industrie
couleur Liée surtout aux MES
sauf dans les eaux très
douces et acides (acides
humiques)
Liée surtout aux matières
en solution (acides
humique…)
Minéra lisat ion globale Var iab le en fonction des
terrains, des
précipitat ions, des
rejets…
Sensiblement constante
en général nett ement plus
élevée que dans les eaux
de sur face de la même
région
Fer et Manganèse dissous Généralement absents Généra lement présents
nit rat es Peu abondants en général Teneur par fois élevée
Micropolluants minéraux
et organiques
Présents dans les eaux de
pays développés, mais
susceptibles de
disparaî tre rapidement
après suppress ion de la
source
Généra lement absents
mais une pollution
accidentelle subsis te
beaucoup plus longtemps
Eléments vivants Bactéries, virus Ferrobactér ies fréquentes
Les activités indust rielles rejett ent un bon nombre de substances qui vont polluer
nos rivières et nos nappes, parfois d’une manière int ensive que l’on n’en connaît
pas les effets à long terme [4].
Les rejets indust riels renferment des produits divers sous forme insoluble ou
soluble d’orig ine minérale et/ou organique, à caractère plus ou moins
biodégradable et parfois t oxique même à très faible concentr ation.
I.4.1 .2 L’agriculture
Elle util ise des engrais chimiques azotés et phosphorés, des produits
phytosanitaires dest inés à protéger les cultures, ces produits parfois toxiques
lorsqu’ils sont uti lisés en excès vont contaminer en période de pluie les eaux de
surface et les eaux souterraines par infiltration [8].
I.4.1.3 Pollution domestique
Nos eaux usées urbaines sont constituées de matière organique biodégradable
certes mais de grandes consommatr ices d’oxygène, de germes pathogènes et de
produits chimiques [5].
I.4.1 .4 Pol lution par les eaux pluv iales
Il ne faut pas oublier par ai lleurs la po llution générée par les eaux pluviales.
L’eau de p luie s e charge d’impuretés au contact de l’air (fumées indust rielles).
I.4.1.5 Pollution d’origine naturelle
Certaines substances naturel lement prés entes dans l’environnement entraînent
parfois des problèmes de contaminat ion de l’eau potable. Des composés
inorganiques comme le baryum, l’arsenic, les fluorures, le sodium, les chlorures,
le mercure, le cadmium et les cyanures peuvent contaminer l’eau potable. L’eau
souterraine est part iculièrement vulnérable lorsqu’i l y a p résence de métaux dans
les formations géologiques environnantes [8].
I.4.1.6 Pollution par les substances assoc iées au traitement de l’eau
La chloration de l’eau dans le but de la rendre potab le est un procédé très
répondu et reconnu efficace. La chloration est même considérée par les experts
comme étant l’une des plus importantes initiatives de santé publique du XXe
siècle. Cependant, bien qu’ il soit efficace pour contrô ler principalement les virus
et les bactér ies, le chlore, en présence de matières organiques, entraîne la
formation de plusieurs sous-produits de chloration (SPC) potentiel lement
cancérigènes comme par exemple les tr ihalomét hanes(THM).
Le sulfate d’aluminium est un produit uti lisé pour coaguler les substances
contenues dans l’eau. L’eau a insi traitée présente des concentrat ions d’alumin ium
plus é levées que dans l’eau non traitée. La toxicité de l’aluminium a été étudiée
en relation avec la maladie d’Alzheimer qui influe sur la mémoire et le
comport ement des personnes att eint es.
I.4 .2. Les principaux polluants des eaux naturelles
I.4.2 .1 Polluants physiques
La pollution physique représente les éléments solides entraînés par l’eau. Ils s e
subdivisent en p lusieurs catégories selon leur nature et leur dimension.
I.4.2 .1.1 Les é léments grossiers
Leur dimension es t suffisamment grande pour êtr e retenue par de simples grilles.
Dans les eaux de surface, ces éléments sont général : les brindilles, les feuilles,
les arbres…etc.
I.4.2 .1.2 Les sables
Les sab les sont des parti cules minérales d’une certaine dimension. Ils sont
généralement à base de s ilice ou de composit ion minéra le équiva lente. Leur masse
spécifique est de 2,5 à 2.6g/cm3, ce qui permet leur élimination par simple
décantat ion [9].
I .4.2.1.3 Les matières en suspension (MES)
Les matiè res en suspension rencontrées dans les eaux (ess entiell ement
superficielles) sont très diverses tant par leur nature que leur dimension .Elles
sont const ituées de quartz, d’argiles, de sels minéraux insolubles, de part icules
organiques composées de micro-organismes, et de produits de dégradation
animaux ou végétaux[10] .
Selon leur dimension : Les états dispersés que l’on peut diviser en suspension et
état colloïdal, s e dist inguent de l’état dissout, notamment par les dimensions
particulaires. La Figure I.1 donne en première approximation, une échel le de
dimens ions particulaires et les état s correspondants .
Figure I.1 Etats dispersés- éta ts dissous. D’après [10]
Selon leur nature : La nature des mat ières solides en suspension peut êt re soit
minérale soit organique. Les polluants minéraux constituent une gêne physique
pour l’environnement mais n’évoluent pas dans le t emps. Les rejets minéraux
colmatent les sols sur lesquels ils sont évacués aboutissant ains i à l’asphyxie de
ce so l ou cont ribuent a une pollution par leur volumes (dépôts) a insi que les
polluants organiques évoluent qui ont besoin d’oxygène et qui dégageront des
odeurs par putréfa ction dans ce cas les métabolis mes cont inuent créant des
besoins et occasionnant des rejets qui gênent l’environnement ces éléments
doivent être traités avant leur évacuation [9].
I.4 .2.2 polluants chimiques La pollution chimique d’une eau est autr ement plus complexe et peut
provenir de plusieurs sources.
On distingue selon la nature de la pollution chimique :
Les éléments chimiques minéraux.
Les éléments chimiques organiques.
I.4.2 .2.1 Les é léments chimiques minéraux
L’eau étant un très bon solvant permet tra la mise en solution de nombreux
composés avec lesquels elle sera en contact .
La dissolut ion des s els, la cor rosion des métaux et dissolut ion des acides et des
bases sont des phénomènes qui donnent lieu à des eaux de rejets caractér isées par
certaines formes de pollution dont les plus représentat ives sont :
a) La température :
L’évolution de la température dépend du mode d’uti lisation de l’eau avant son
rejet et surt out le parcours de l’eau avant l’exutoire ou la stat ion d’épurat ion. En
général l’eau doit être évacuée vers l’environnement à des t empératures
infér ieures a 30°C une eau p lus chaude const itue une pollution [11].
b) Le pH:
Le pH d’une eau est du a la concentrat ion de cett e eau en ions H+ ou OH - une
eau équilibrée aura un pH neutre de 7. Des variat ions trop élevées du pH par
rapport à cett e valeur moyenne de 7 constit ue une pollut ion. Des eaux dont le pH
présente de grands écarts par rapport à la neutr alité sont polluées [11].
c) Les se ls :
Dans beaucoup de procédé de production ainsi que lors de l’élaboration des
matières, i l se forme parfois des s els en grandes quantités, avant tout des
chlorures, des nitrat es, des sulfates et des phosphat es, qui ont une grande
importance vis-à-vis l’environnement [3].
-- Les nitrates (NO-3) : les nitrat es sont présents naturellement dans les eaux, les
apports excessifs ou mal maîtrisés d’engrais azotés provoquent une augmentat ion
des nitrates dans les ressource. Les nitrates s e transforment en nitr ite dans
l’estomac. Ces nit rit es peuvent pr ovoquer la t ransformation de l’hémoglobine du
sang en méthémoglobine, impropre à f ixer l’oxygène. Ce phénomène est à
l’origine de cyanos es, notamment chez les nourr issons. La consommation d‘eau
chargée en nitrat es ou nitr it es par la femme enceint e ou le nourriss on peut
constituer un r isque pour le nouveau-né [12].
-- Les chlorures : en plus de l’agressivité et de la minéralisation qu’ils confèrent
à ces eaux, des ta ux é levés modifient la saveur de l’eau et contr ibuent aux dépôts
de sels néfast e pour l’agr iculture[9].
-- Les sulfates (SO2 -4) : en plus des inconvénients qui caractérisent les chlorures,
les sulfates parti cipent au métabol ismes des bactéries contenues dans l’eau, les
bactéries contenues dans l’eau, les bactér ies sulfato- réductr ice tra nsforment les
sulfa tes en sulfures avec dégagement de gaz sulfureux( ufs pourr is) créant des
désagréments à l’environnent[9].
d) Les métaux lourds :
Les métaux lourds, qui parviennent dans les eaux, font partie des polluants de
l’eau, les métaux lourds existent sous formes diss oute et en suspens ion ainsi que
sous une forme diffi cilement soluble dans les s édiments [3].
I.4 .2.2 .2 Les matières organiques :
La mat ière organique est pr incipalement issue de la décompos ition des
végétaux, des animaux et des microorganismes. Il est donc difficile d’en donner
une descr iption précise ou une composition moyenne. Elle participe à beaucoup
de paramètres de qual ité de l’eau : couleur, sous produits de désinfect ion, odeurs,
saveurs…etc.
I.4 .2.3 polluants microbiologiques : L’eau peut contenir des micro-organismes pathogènes (des virus, des
bactéries, des parasites) . Il sont dangereux pour la santé humaine, et l imitent
donc les usages que l’on peut fa ire de l’eau.
I.5 Conclusion L’eau est la plus répandue sur ter re. Elle qu i est un élément indispensable à
toute forme de vie .
D’un point de vue chimique, l’eau, lorsqu’elle est pure, est un liquide inodore,
transparent et insipide. D’un point de vue biologique, c’est dans l’eau que la vie
est apparue et c’est grâce à elle se maint ient . En effet, l’organisme humain peut
vivre pendant près d’un mois sans manger mais ne peut survivre que quelques
jours sans boire.
L’eau potable est une eau qui est apte à être consommée par l’être humain,
cett e dernière peut contenir des substances polluantes, c’est pourquoi, elle à
besoin d’êtr e protégée, tra itée et économisée.
CHAPITRE II
LA QUALITE ET LE TRAITEMENT
DES EAUX DE SURFACE
II.1. Introduction Les eaux de surface ne sont prat iquement jamais potables sans aucun
traitement du fait des divers substances d’origine naturelle ou apportées par la
pollution. Pour améliorer leur qua lité (potabilité), elles nécess itent des
traitements appropr iés c'est-à-dire leur faire subir des modif ications phys ico-
chimiques ou biologiques, dans une chaîne de trait ement class ique [5].
Au cours de ce chapitr e, nous décrivons donc successivement les principales
caract érist iques physico-chimiques et bio logiques des eaux naturelles.
La majeure partie de la cla rification de l’eau se fait au niveau de l’étape
coagulat ion- floculation, ce qui constit ue un tra itement fondamental pour une eau
dest inée à la consommation. De plus le développement des techniques de
décantation et de filtrat ion des eaux a permis la réduct ion de la ta ille des
équipements.
II.2 . Les paramètres de qualité des eaux
II.2.1. Les paramètres organoleptiques Il s 'agit de la saveur, de la couleur, de l 'odeur et de la t ransparence de l 'eau.
Ils n'ont pas de signification sanitaire mais, par leur dégradat ion, peuvent
indiquer une pollution ou un mauvais fonctionnement des installat ions de
traitement ou de distribution.
II .2.1.1 Turbidité
La turbid ité est la mesure de l’aspect trouble de l’eau .C’est la réduction de
la t ransparence d’un liquide due à la présence de mat ières non dissoutes. Elle est
causée, dans les eaux, par la présence de matières en suspension (MES), comme
les argiles, les limons est les micro-organismes. Une fa ible part de la turb idité
peut êt re due également à la présence de matières colloïdales d’or igine organique
ou minéra le [13,14].
La turbidité résulte de la diffusion de la lumière qui est ainsi déviée dans
toutes les directions .Ce sont des particules en suspension dans l’eau qui diffusent
la lumière. Leur origine peut êtr e extrêmement variab le : érosion des roches,
entr aînement des mat ières minérales ou organiques du sol, déversement d’eaux
usées domestiques ou indust riell es r iches en mat ières en suspension grossières.
Pour mesurer la t urbidité on utilis e certains instruments [15,16] .
--Le turbidimètre de Jackson (méthode visuelle).
- -L’opacimètre
--Le turbidimètre de Hellige
--Le néphélémétre de Hach
La turbidité est mesurée par trois unités qui sont équivalentes :
Unité J.T .U (Jackson turbidity unit) = Unité F.T.U (Formazine turbidit y
unit)=Unité N.T.U (Néphélémétric turbidity unit)
La mesure de la t urbidité, très utile pour le contrôle d’un tra it ement, ne donne pas
d’indications sur la nature, la concentration et la taille des part icules en
suspens ion qui en sont responsable.
Cette turbidité doit êtr e éliminée pour améliorer l’aspect esthétique de l’eau de
consommat ion mais aussi pour permettre une désinfect ion efficace et éviter les
dépôts dans l’us ine ou dans le réseau. En ef fet, les MES peuvent s ervir de support
aux microorganismes qui s eront ainsi part iellement protégés de l’action des
désinfect ants et qui pourront ensuit e s e développer dans les réseaux et entraîner
des problèmes sanitaires [14].
II .2.1.2. La couleur
Les eaux naturelles sont t oujours plus ou moins colorées .Leur couleur varie
du jaune paille à peine perceptible au brun rougeâtr e, selon la nature et la
concentration des matières colorantes. Ces matières sont le plus souvent d’origine
naturel le et proviennent de la dégradation de matières végétales. Le degré de
couleur dépend non seulement de la concentration en mat ières colorantes, mais
aussi du pH et de la t urbidité [17].
La mesure de la couleur d’une eau naturelle s e fait par comparaison avec une
échelle art if icielle de couleur. La substance de référence chois ie est le
chloroplatine de potassium (K 2 PtCl 6 ) dans une solut ion de chlorure de Cobalt
(CoCl 2 ).L’unité de couleur est le Hazen correspondant à un mg/ l de plat ine sous
forme de (K 2 PtCl 6 ). On l’appelle aussi unité platino-cobalt ou unité de couleur
vraie (uCV). Pour une eau potab le, le degré de couleur maximale est de 15 Ucv
[15,18].
II .2.1.3. Goût et odeur
L’odeur peut êt re définie comme étant l’ensemble des s ensations perçues par
l’organe olfact if en flairant certaines substances volati les.
Le goût est déf ini comme l’ensemble des sensations gustatives, olfactives et de
sensibi lité chimique commune perçues lorsque l’aliment ou la bo isson est dans la
bouche [15].
Ces deux paramètres sont regroupés et font appel aux mêmes types de tra it ement
(adsorption, oxydat ion, fi ltraion…). La saveur et l’odeur anormales sont causées
par la présence dans l’eau des matières organiques dissoutes provenant de la
décomposit ion des matières organiques végétales, de rés idus agr icoles, de rejets
urbains ou indust riels et les métabolites de certains microorganismes vivant dans
l’eau comme certaines algues ou champignons microscopiques , et auss i certains
sels minéraux donnent des goûts parti culier s à l’eau.
Dans le cas d’une eau potable, l’apparition ou le changement de goût et
d’odeur peuvent êtr e signe d’act ivité microbienne et de lacune dans le tra itement
ou de contamination dans le réseau de dis tribution. Par ailleurs, une eau tra itée
peut avoir un goût plus prononcé qu’une eau non potab le du fait du chlore
résiduel [14 , 15, 17].
II.2.2 . Les paramètres en relation avec la structure de l'eau Ce sont eux qui font l ' identité de base de l 'eau. Ils sont essentiellement
représentés par les se ls minéraux (calcium, sodium, potassium, magnésium,
sulfates.. .) ou par des indicat eurs plus globaux comme la conductivité électrique,
qui permet d'avoir une idée de la sa linité de l' eau, et le tit re alcalimétrique, qui
permet d'apprécier la concent ration de tous les carbonates et bicarbonates dans
l' eau.
II .2.2.1. La température
La t empérature joue un rôle dans la so lubilité des sels et surtout des gaz, dans
la dissociat ion des sels dissous donc sur la conduct ivité électr ique, dans la
déterminat ion du pH, pour la conna issance de l’origine de l’eau et des mélanges
éventuels et c.. . Pour l’ eau potable, la température maximale acceptable est de
15°C. Dans les eaux naturelles et au dessus de 15°C, i l y a risque de croissance
accélérée de microorganismes, d’a lgues , entraînant des goûts et des odeurs
désagréables ainsi qu’une augmentation de la couleur et de la turbidité.
La t empérature est un paramètre important dans l’étude et la surveillance des
eaux quelles soient souterraines ou superf icie lles, les eaux souterraines gardent
généralement une f raîcheur constante, mais la t empérature des eaux de surface
varie s elon plusieurs fact eurs, saisonniers et autr es [15, 19, 20].
II .2.2.2. La dureté
La dureté ou tit re hydrotimétrique correspond essentiell ement à la pr ésence
de se ls de ca lcium et de magnésium. Elle est direct ement liée à la nature des
terrains traversés. Ils proviennent des roches ca lca ires ou dolomitiques.
Dans une eau naturell e, on peut distinguer différents t ypes de dureté :
- dureté totale : somme des concent rat ions en calcium et magnésium ;
- dureté ca lcique : concentr ation globale en calcium ;
- dureté magnés ienne : concentra tion globale en magnésium
Les ions ca lcium et les ions magnésium sont positifs , donc dans l’eau, ils peuvent
se lier à d’autr es ions négatifs ; de ce fait on peut diviser la dureté en deux
catégor ies :
- dureté permanente ou non carbonatée : duret é qui pers iste après ébullition
de l’eau et qui correspond uniquement aux sels de ca lcium et de magnés ium
solubles à chaud, sous forme de chlorures et de sulfat es, car les
hydrogénocarbonates sont décomposés et précipit ent sous forme de carbonate de
calcium ;
- dureté carbonatée ou temporaire : dureté qu i correspond aux sels de calcium
sous forme d’hydrogénocarbonates, et qui est la différence entr e la dureté t otale
et la duret é permanente[14,21]
La pollution peut aussi, dans une certaine mesure augmenter la dureté de l’eau ;
c’est le cas dans certaines régions ou le chlorure de calcium CaCl2 est util isé
mass ivement pour fa ire fondre la neige. La dureté calcique et la dureté
magnésienne peuvent s’exprimer en mg/l de Ca et en mg/l de Mg.
Ces divers es t eneurs ne peuvent évidemment pas êt re additionnées et pour
calculer la duret é totale, on doit exprimer la concentr at ion de chaque ion
parti cipant dans une unité commune.
La dureté s’exprime généralement en degré Français ou en milli-
équivalents/ l :
1°F=5meq/l
1°F= 4mg/ l de Ca ou 2.43mg/ l de Mg ou 10mg/ l de CaCO 3 .
La mesure de la duret é se fa it par une réaction de complexation ent re les ions
Ca² + et Mg² + et une substance d’acide éthylène diamine té tracét ique(EDTA) en
présence d’un indicateur coloré (noir Eriochrome T) [15,22].
II .2.2.3. Le pH
Le pH correspond, pour une so lution diluée, à la concentrat ion d’ions
d’hydrogène . Il mesure l’acidité ou la basicité d’une eau. Le pH d’une eau
naturel le dépend de l’orig ine de celle-ci et de la nature des t errains traversés.
Dans le domaine de l’eau, le pH joue un rôle primordial à la fois dans :
Les propriétés physico-chimiques (acidité, agressivité)
Les processus biologiques dont certains ex igent des limites très étroites des pH ;
L’eff icacité de certains trait ements (coagulation, adoucissement, contrôle de la
corrosion, chloration).
Les mécanismes de la coagulat ion
La détermination du pH est donc la mesure que l’on doit effectuer le plus
fréquemment. Pour mes urer le pH, on utilise un pH mètre [15 ,19].
II .2.2.4. L’alcalin ité
L’a lcal inité d’une eau correspond à sa capacité à réagir avec les ions
hydrogène (H) qui est due à la présence des ions hydrogénocarbonate (HCO 3 ),
carbonate (CO 32− ) et hydroxyde (OH − ) .
Autrement dit, on est amené à considérer deux types d’alcalinité qui
correspondent, encore une fois à deux bornes de pH :
- alcalinité au virage du rouge de méthyle : elle cor respond à l’alcalinité total e
au pH de 4.5, ce qu i revient à dét erminer les ions HCO 3 , CO 32− et OH −. Cet t e
alcal inité s e nomme éga lement titr e alcalimétrique complet TAC.
- alcal inité au point de virage de la phénophtaléine (a lcalinité composit e) :
elle correspond à l’alcalin ité entraînée par les ions OH − et à la moitié des ions
CO 32− . Cett e alcalinité composit e est nulle pour une eau dont le pH est inférieur
ou égal à 8.3. L’alcalinité compos ite s e nomme éga lement tit re alcal imétrique
(TA) [15, 17 ,19].
II .2.2.5. La conductiv ité
La conduct ivité , caractéristiq ue physico-chimique de l’eau liée à la
concentrat ion des substances dissoutes et à leur nature. Les matièr es organiques
et colloïdes ne présentent qu’une fa ible conduct ivité . Elle var ie avec la
température.
La conductivité électr ique d’une eau est la conducta nce d’une colonne d’eau
comprise entre deux électr odes métal liques de 1 cm² de surface et séparées l’une
de l’autre de 1 cm.
La conductivité électr ique s’exprime en micro siemens/cm
La mesure de la conductivité permet d’avoir très rapidement une idée sur la
concentrat ion des se ls dissous dans l’eau. Une conduct ivité é levée traduit soit des
pH anormaux, soit le p lus souvent une salinité élevée [15,14].
II .2.2.6. Sodium et potassium
Le sodium et le potass ium les 6éme et 7éme éléments les p lus abondants à
l’état naturel sont en proportions très variables.
Aucune norme ne limite la concentrat ion en sodium (ou en potassium) dans les
eaux potables .On peut également signa ler que le sodium joue un rô le important
en agr icultu re ,pour l’ irr igation,du fa it de son action sur la perméabilité des sols.
Le potass ium, beaucoup moins abondant que le sodium, et ra rement présent dans
l’eau à des t eneurs supérieurs à 20 mg/ l . Il ne représente aucun inconvénient
particulier bien que le K soit une des sources possibles de radioactivité de l’eau
[16.23].
II .2.2.7. Les chlorures
L’eau cont ient presque toujours des chlorures , mais en proportion très
variable. Ainsi, les eaux provenant des régions granitiques sont pauvres en
chlorures, a lors que les eaux des régions sédimentaires en cont iennent davantage.
D’ailleurs, la teneur en chlorures augmente généralement avec le degré de
minéral isation d’une eau. Certa ines eaux souterraines sont très saumâtr es. Il en
est de même pour les nappes souterraines vois ines des eaux de surface salines,
surtout s’il y a pompage excess if de ces nappes [15,22] .
II .2.2.8. Les sulfates
Les eaux naturelles contiennent pra tiquement des sulfat es, en proport ion très
variables . Leur présence résulte de la solubilité s es sulfat es de calcium des
roches gypseuses et de l’oxydation des sulfures répandus dans les roches (les
pyr it es par exemple). Les eaux traitées au sulfat e d’a luminium ajouté lors du
traitement en mesurant la t eneur en sulfates avant et après la coagulation, b ien
qu’une légère fract ion d’ions SO 4² soit entraînée par adsorption avec le floc
[20].
II.2.3. Les paramètres indésirables
Sont dites indésirables certaines substances qui peuvent créer soit un
désagrément pour le consommateur : goût et odeur (matières organiques, phénols,
fer. . .), couleur (fer, manganèse.. . ) , soit causer des effets gênants pour la sa nté
(nitra t es, f luor…). On surveille donc prioritairement la contaminat ion des eaux
par des matières organiq ues (mesurée par l 'oxydabil ité au permanganate de
potass ium), la concentra tion en ammonium, la prés ence de nit rit es et de nitrates
et la concentrat ion en fer.
II .2.3.1 Les matières organiques
a) L’oxydabilité au permanganate de po tass ium (KMnO4)
Cett e mesure renseigne sur la concentration en mat ières organiques
présentes dans une eau peu chargée .On utilis e un oxydant, le permanganate de
potass ium (KMnO 4), qui, dans des conditions opératoires précises, va oxyder des
molécules présentes dans l’eau. Ces molécules sont essentiellement des molécules
organiques mais des molécules minérales peuvent êtr e également oxydées et l’on
devra it parler plutôt de matières oxydables.
Le KMnO 4 n’att aque pas toutes les molécules organiques mais il est très util isé
pour suivre l’évolution de la matière organique dans une station de traitement.
L’oxydation des mat ières organiques et des substances oxydables est effectuée
par le permanganate de potass ium à chaud ou à fro id. La méthode à chaud est la
plus util isée à cause de sa rapidité [15.14].
b) Absorbance UV 254 nm:
La mesure de l’absorption à 254 nm est un indice caract érist ique des
substances possédant une ou plusieurs doubles liaisons (carboxyl iques,
benzéniques…..). La mesure de l’absorbance peut nous renseigner sur le contenu
organique d’une eau, notamment la fonct ion aromatique. L’absorbance (densité
optique) lue sur un spectr ophotomètr e peut permett re une est imation de la t eneur
en substances humiques d’une eau naturelle (eau de surface) [16] .
c) Le carbone organique total (COT)
Le COT est déf ini comme la concentration en mg de carbone/l
d’échantillon, c’est une méthode direct e pour mesurer la t eneur en matières
organiques d’une eau. Il consis te à brûler l’échantillon d’eau à 950°C sous
l’act ion de l’oxygène gaz eux et de mes urer le CO2 dégagé, et par suit e de mesurer
le carbone tota l (organique et minéral).Le COT est une méthode rapide et présente
plusieurs avantages tels que : on peut analyser l’eau quelle que soit s a qualité (de
fort e sa linité, acide, basiq ue, ou cont ient des composés t oxiques) .Mais malgré ses
avantages , i l ex ige un appareillage coût eux [5,10].
Si on fait le bilan de tout es les formes du carbone contenu dans une eau naturell e,
on a donc le s chéma suivant :
CARBONE TOTAL (CT)
CARBONE MINERAL CARBONE ORGANIQUE TOTAL (COT)
H 2 CO 3 CO 32 − Carbone organique dissous Carbone particulaire
HCO 3− (COD)
La détermination du carbone organique tota l (COT) ou dissous (COD) pass era
donc par l’éliminat ion du carbone minéral avant la mes ure, ou par sa soustract ion
du carbone total. Le pr incipe de la mesure du carbone organique dans les eaux
consist e en une minéral isation par oxydation des matières organiques (M.O), suivi
de la mesure de CO 2 l ibéré.
d) La demande chimique en oxygène (DCO)
C’est une mesure de toutes les matiè res organiques (ou presque) contenues
dans les eaux naturelles ou usées, qu’elles soient biodégradables ou non
biodégradables.
L’oxydation est effectuée ici dans des conditions énergiques, par voie chimique.
Elle s e fait sous l’action d’un oxydant pu issant (bichromate de potass ium), en
milieu acide fort (H 2SO 4) et au ref lux pendant deux heures.
La DCO constitue donc un paramètre important. C’est un test rapide, très uti le
pour la surveillance des eaux usées et des rejets indust riels (surtout ceux à
caract ère toxique qui s e prête mal aux mesures de DCO, exprimée, el le aussi en
mg/ l d’oxygène, diffère de celle de la DBO. Elle est généralement supérieure,
surtout pour les eaux usées domest iques, mais il y a souvent un rapport à peu prés
constant entre les deux (de l’ordre de 1,5 à 2) [16,25].
e) La demande biochimique en oxygène (DBO5)
L’oxydat ion des composés organiques biodégradab les par les
microorganismes ent raîne une consommation d’oxygène ; le milieu exerce donc
une certaine demande biochimique d’oxygène. La mesure de cette DBO permet
d’éva luer le contenu d’une eau en matières organiques biodégradables et donc,
dans une certaine mesure, sa qua lité ou son degré de pollution.
La dégradation complète des matièr es organiques peut êtr e relativement longue
(plusieurs s emaines ). D’autre part, l’oxydation des dérivées ammoniacaux et des
nit rit es en nitrates (nitrification) absorbe également de l’oxygène. Cett e
nit rification, dans les eaux naturelles , ne débute qu’au bout d’une dizaine de
jours. Pour ces deux raisons , on mesure la DBO en 5 jours , ou DBO 5 , c 'est-à-
dire la quantité d’oxygène consommée ; pendant ce laps de t emps , pour
l’oxydation parti ell e des matières organiques biodégradables sous l’act ion des
microorganismes [16,25,10].
II .2.3.2 L’azote
L’é lément azote exist e principalement sous forme ionique, à savoir NH4+ ,
NO2- et NO3
- . La pollution en ions NH4+existe principalement pour les eaux de
surface. Leur oxydation conduit à la formation d’ions NO 2- . Ils sont en équilibre
avec la forme gazeuse NH3 . Ces deux espèces sont très toxiques pour la faune
aquatique et problématique pour la santé publique. Elles induisent une
prolifération bactérienne sur le réseau, pour conséquence, la dégradation des
qualités organolept ique de l’eau et la corrosion des cana lisations. Mais les
nitrat es sont la principale source d’inquiétude. Ces ions se transforment en milieu
acide faible et à hauteur de 5%, en ions nitr it es. Ceux-ci sont t oxiques pour
l’organisme humain. Ce sont des agents vasodilatat eurs puissants qui causent
vert iges et hypotension. Ils s’ oxydent au niveau des ions ferreux de
l’hémoglobine pour redonner des nitrates. On obt ient a lors de la méthémoglob ine
(MetHb) contenant des ions ferriques incapab les de transporter les molécules
d’oxygène [7,19].
II .2.3.3 Certains métaux
a) Le manganèse est généralement associé au fer mais en quantité plus
faible .C’est le Mn² + qui est solub le dans les eaux naturell es bien que le
manganèse présente de nombreux autr es éta ts d’oxydat ion.
La t eneur en Mn est limitée à 0,05mg/ l dans les eaux potables pour le goût qu’il
peut communiq uer, pour les taches et les dépôts qu’il peut occasionner et aussi
parce qu’i l favorise la croissance de certains micro-organismes. (La teneur
souhaitab le est infér ieure ou éga le à 0,01mg/l [15,23].
b) Le Cu ou le Zn présentent peu d’ inconvénients, du moins lorsque les
concentra tions sont faibles. D’autr es comme le cadmium, le chrome, le mercure,
le plomb ou le s élénium ont un caractère toxique marqué et leurs concentrations
maximales acceptab les dans l’eau potable sont très fa ibles [22].
c) Le fer est , lui auss i, un élément essent iel à la santé de l’homme; certaines
eaux souterraines en cont iennent une forte proportion. Le fer ferreux est soluble
dans l’eau alors que le fer ferrique l’ est très peu et tend à précipiter sous forme
d’hydroxyde .Sous l’action de l’oxygène, le fer ferreux s’oxyde en fer ferr ique et
il est difficil e de les doser séparément . Il est tout aussi difficile de distinguer
nett ement entr e fer en solution, en suspension, à l’éta t colloïda l, sous forme de
complexes minéraux ou organiques. Le fer contenu dans l’eau provient des roches
et des sols mais aussi , bien souvent, des tuyauteries lo rs de l’échantillonnage ; ce
qui peut fausser cons idérablement les résu ltats de l’analyse. Dans l’eau potable,
la t eneur maximale acceptable est de 0,3mg/l et l’object if est inférieur à 0,05mg/l
[17,26].
II.2.4. Les paramètres toxiques
Une pollution industriel le du captage ou une dégradation des réseaux de
distr ibution peut entraîner la présence d'é léments toxiques dans l ' eau, dangereux
pour la santé en cas de consommation régul ière.
Les matières toxiques sont constituées de micropolluants minéraux (métaux
lourds : chrome, cadmium, nickel. . .) a ins i que de substances telles que les
cyanures, ou des molécules organiques présentant une act ion d' inhibition des
mécanismes biologiques .
II.2.5 . Les caractéristiques bio logiques L’eau potable ne doit contenir aucun microorganisme pathogène et êtr e
exempte de tout e bactérie indiquant une pollut ion par excréments. Le pr incipal
indicateur bact érien recommandé pour suivre la pollution humaine est const itué
par l’ensemble des microorganismes du groupe coliformes. Une eau qui est
porteuse d’un seul Escherichia Coli par 100ml devient potentiellement
dangereuse. Ce point est important, car le critère de potabil ité de l’eau se fixe à
part ir de la présence ou de l’absence de ces germes témoins [26,18].
Dans le tab leau II.1 nous prés entons les différentes maladies transmises par l’eau
pour chaque micro-organisme (bactér ies, virus et protozoaires).
Tableau II.1 : Principales maladies transmises par l’eau (Association Français e
pour l’étude des eaux : A.F.E.E.1985).
ORGANISMES MALADIES PRINCIPAL SITE ATTEINT
1. BactériesShigella Shigelloses (dysenterie bacillaire) Système gastro-intestinalSalmonella typhi Fièvre typhoïde IntestinSalmonella chlera Fièvre entérique Système gastro-intestinalSalmonella entéritique Gastro entérite Système gastro-intestinalEscherichia coli Gastro entérite Système gastro-intestinalVIbrio chleras Choléra IntestinalFrancisella tularensis Tularémie Système respiratoire foie –rate
ganglions lymphatiquesLeptospiroseicterohaemorragiae
Leptospirose Foie
2. VIRUS
EntérovirusPoliovirus Poliomyélite méningite aseptique Moelle épinière
MéningiteCoxsackievirus Myocardite méningite aseptique –
épidémie myalgiaur -muscle
Echovirus Méningite aseptique gastro-entérite
Méningites- intestin
Adénovirus Pharyngite PharynxRéovirus Maladies respiratoires diarrhées Appareil respiratoire et digestifVirus A del’hépatite Hépatite infectieuse FoieVirus gastro- entéritique Gastro-entérite Système gastro intestinal
3. ProtozoairesEntamoeba histolytica Ambiase Système gastro-intestinalNaegleria grubéria Méningite encephalitique Système nerveux centralGiardia lamblia Intestin
II.3 processus de potabilisation des eaux de surface
Le schéma classique d’une stat ion de potabilisation d’une eau de surface est
généralement comporte cinq grandes étapes (figure II.1).
Figure II.1 Chaîne de tra it ement
II.3.1. Prétraitement Une eau, avant d'êt re traitée, doit être débarrassée de la plus grande quant ité
possib le d'éléments dont la nature et la dimension constit ueraient une gêne pour
les traitements ultérieurs . Pour cela , on e ffectue des prétrait ements de l 'eau de
surface [27]. Dans le cas d'une eau potable, les prét rait ements sont
principalement de deux types :
– le dégr illage,
– le tamisage.
Le dégrillage, premier poste de tra itement, permet de protéger les ouvrages
avals de l 'a rrivée de gros objets suscept ibles de provoquer des bouchages dans les
différent es unités de tra itement. Ceci permet également de séparer et d'évacuer
facil ement les matières volumineuses charriées par l 'eau brut e, qui pourraient
nuire à l 'efficacité des traitements suivants , ou en compl iquer l 'exécut ion. Le
dégri llage est avant tout dest iné à l’élimination de gros ob jets : morceaux de bo is,
et c.
Le tamisage, quant à lui, permet d'é liminer des objets plus fins que ceux
éliminés par le dégrillage. Il s 'agit de feu illes ou de morceaux de plast ique par
exemple [18].
II.3 2. Pré-oxydation
La pré-chloration, ef fectuée avant le procédé de clar ification, s 'est surtout
développée dans les années 60. Moins en vogue dans les 80, el le t end à
disparaît re actuellement. Le chlore est le réactif le plus économique, mais il a
comme inconvénient , la format ion avec certains micropolluants des composés
organochlorés du type chloroforme ou des composés complexes avec les phénols
du type chlorophénol dont le goût et l 'odeur sont désagréables [27].
On préfère donc parfois uti liser le dioxyde de chlore qui coûte plus cher mais n'a
pas les inconvénients de l 'oxydation par le chlore cités ci-dessus. Ce type de
traitement est cependant réservé à des cas spécifiques. En effet, l’utilisa tion du
dioxyde de chlore présente, lui aussi , des inconvénients non négligeables.
Premièrement, i l est sans effet sur l 'ammonium.
Deuxièmement, le dioxyde de chlore dans l 'eau se décompose à la lumière, ce qui
entr aîne une augmentat ion importa nt e du taux de tra itement à appliquer en
période d'ensoleillement. Enfin, depuis quinze à vingt ans, on util ise comme pré-
oxydant l 'ozone, qui non seulement a l 'avantage de détruire les matières
organiques en cassant les chaînes moléculaires existantes. Un autre avanta ge est
la diminution du taux de trait ement (taux de coagulat ion) dans le procédé de
clar ifi cation [28].
En conclusion, la pré-chlorat ion présente l ' inconvénient de former des composés
organiques chlorés dont les tr ihalomét hanes (THM) qui peuvent avoir des effets
nocifs sur la sa nté de l 'homme. Il faut donc éviter une pré-chlorat ion dans le cas
de l 'eau brut e fort ement chargés en matières organiques, car les THM se forment
à partir du chlore et de certa ins composés (ex. les acides humiques).
La quantité de désinfectant es t dét erminée à l’a ide de différentes méthodes
expér imentales les plus employées sont les méthodes dites « t est s chlore »et «
break point » [15,19].
La chloration au point cr itique, peut s’effectuer à ti tr e de post -chlorat ion ou à
t itre de pré-chloration, c’est -à-dire à l’eau brut e. Elle vise à satisfaire à la
demande de chlore de l’ eau en assurant l’oxydat ion de contaminants réducteurs et
la dest ruction de l’ammoniac et des chloramines pour ne laiss er que du chlore
libre comme dés infect ant résiduel.
La chlorat ion au point critique est le mode de chloration que l’on doit
normalement prat iquer de façon, d’une part , à respecter les normes portant sur le
chlore rés iduel et, d’une part, à obtenir une eau de qual ité organoleptique
optimale[29,30,21].
En fait , lorsque l’on ajoute à une eau donnée des doses croissantes de chlore,
après un t emps de contact correspondant à la durée de séjour de l’eau dans
l’installat ion, à l’abri de la lumière , on constat e que le chlore résiduel au lieu
d’augmenter régulièrement avec la dose initiale, passe par un maximum puis
décroît , passe par un minimum et croît ensuit e régulièrement . Ce dernier
correspond au point crit iq ue ou « break point », où les chloramines sont
transformées totalement en azote moléculai re [19].
II.3 3. Clarification La clar ification est l’ensemble des opérations permettant d’éliminer les
matières en suspension (MES) d’une eau brut e ainsi que la majeure partie des
matières organiques. La clarif ication comprend les opérations de coagulation-
floculat ion, de décantation et de fi ltration.
II.3.3.1 Coagulation-Floculat ion
L’opération de coagulation-floculation a donc pour but la croissance des
particules (qui sont ess entiellement colloïdales) par déstabilisation des particules
en suspension puis formation de flocons par absorption et agrégation [22]. Les
flocons ains i formés seront décantés et fi l trés par la su ite (Figure II.2)
Figure II.2 Coagulat ion / F loculation
Les particules colloïda les en solution sont « naturellement » chargées
négat ivement. Ainsi, elles t endent à se repousser mutuellement et rest ent donc en
suspens ion. On dit qu’il y a stabilisation des particules dans la solution.
La coagulat ion cons iste en la déstabilisation des particules en suspension par la
neutral isation de leurs charges négatives. On util ise, pour ce fa ire, des réactifs
chimiques nommés coagulants. Le procédé nécess ite une agitat ion importante.
Les coagulants sont des produits capables de neutr alis er les charges des
colloïdes pr ésents dans l’eau. Le choix du coagulant pour le trait ement de l’eau
de consommation doit tenir compte de l’ innocuité du produit, de son efficacité et
de son coût .
La f loculation est le phénomène de formation de flocons de ta ille plus
important e (agglomérat ion des colloïdes déchargés dans un réseau
tridimensionnel). On util ise, pour s e fa ire, des f loculants ou adjuvants de
floculation. Contrairement à l 'étape de coa gulat ion, la floculation nécessit e une
agitation lent e.
Les floculants ou adjuvants de floculat ion sont, dans leur grande major ité, des
polymères de po ids moléculaire très élevé. Ils peuvent êtr e de nature minéra le,
organique naturell e ou organique de synthèse [22, 32, 31].
II.3.3 .2 Décantat ion La décanta tion est la méthode de séparat ion la plus fréquente des MES et des
colloïdes (rass emblés sous forme de f loc après une étape de coagulat ion
floculation) . Il est bien connu que les particules en suspension sédimentent en
fonct ion de leur taille , donc pour obtenir une bonne décantation, il est nécess aire
d’augmenter le diamètre des particules d’où l’utili té impérieuse du phénomène de
coagulation- floculation [5]. Il exist e p lusieurs t ypes de décanteurs :
1) Décanteurs stat iques
Il est const itué d’un bassin recta ngulaire ou circulaire où les boues se
déposent. Les petit s décanteurs sont munis de fonds inclinés de 45° à 60° pour
permett re l’évacuation cont inue ou intermit tent e des boues au po int le plus bas.
2) Décanteurs à contact de boues
Ce sont des décanteurs modernes qui possèdent une zone de réact ion où l’on
met en contact l’eau brute et s es réact ifs avec les boues dé jà existant es : on
trouve là les appareils à circulation des boues et les appareils à lit de boues.
Les derniers développements dans ce domaine ont abouti au cyclofloc, au lit
fluid isé et à actif loc, dernier-né de la t echnique et qu i permet de p roduir e 40m 3
d’eau par m 2 et par heure [33,2].
II.3.3 .3 La filtrat ion
La fi ltration est un procédé de séparation solide/ liquide qu i utilise le passage
à travers un milieu poreux (la plus courante est le sable) qui retient les particules
en suspension dans l’eau brut e ou l’eau pré traitée (floculée et décantée A mesure
que les part icules solides at teignent la couche f iltrante, elle s e déposent et
absorbent les matières minérales ou organiques qui ar rivent ultér ieurement
[5,34].Ceci peut conduire à la formation d’un film biologique.Avec le temps, il y
a diminution du diamètre des pores du filt re, on dit qu’il y a colmatage.
D’une façon générale, on distingue deux types de filtrat ion [25,1]
La filtration lent e qui a l’avanta ge d’êtr e une opération faci le mais présentant
plusieurs inconvénients t els que la nécess ité d’une grande surface et l’exigence
d’une eau dont la t urb idité est faible.
La fi ltration rapide, qui en revanche est une opérat ion relativement complexe
mais palliant aux inconvénients de la première.
II.3.4 . Désinfection
Le but de la désinfect ion est d'é liminer tous micro-organismes pathogènes
présents dans l ' eau et maint enir le chlore résiduel dans les conduites af in
d'empêcher le développement de maladies hydr iques.
Divers agents désinfectants peuvent être uti lisés tels que le chlore et s es dérivées,
l’ozone, les rayons ultra-vio lets . Mais le chlore est l’agent le plus util isé comme
désinfect ant final, avant refoulement de l’eau dans le réseau ; i l permet d’achever
la désinfect ion de l’eau et de proté ger le réseau contr e les développements
bactériens vu son effet rémanent [33,1].
II.3.5. Affinage
Pour un perfectionnement de la qualité de l’eau t raitée, on procède à
l’aff inage visant à éliminer les micropolluants qui exist ent déjà dans l’eau ou qui
se sont formés au cours du trait ement et qui n’ont pas été totalement abattus par
la coagulation-floculat ion.
Cet affinage est réalisé par le phénomène d’adsorption, généralement sur du
charbon act if. Celu i-ci est mis en oeuvre soit en poudre au cours de la floculat ion
et sera par la su ite évacué avec la boue, soit sous forme de grains,habituel lement
uti lisé après fi ltration sur sable[5,19].
II.4. Traitement des eaux naturelles en Algérie
II.4.1. La qualité des eaux de surface En Algérie, les eaux de surface cons tituent donc une part important e des
ressources hydrauliques et ne font pas jusqu’ à présent l’ob jet d’analyses
systématiques et régulières de contrô le ou de surveillance de po llution.
Néanmoins, i l convient de cit er que certains paramètres physico-chimiques (pH,
duret é, t empérature, conductivité,…) sont analysés périodiquement par des
laboratoires spécialisés tels que le laboratoire d’hydrochimie de l’agence
Nationale des ressources hydrauliques (ANRH) ou les laboratoires régionaux
rat tachés aux entr epris es de product ion d’eau potable.
D’autre par t, des analyses plus spécif iques sont parfois effectuées en cas de
pollution accidentell e (métaux lourds, dét ergents,…).
S ur le tableau II.2, nous présentons un exemple de résultats d’analyses
phys ico-chimiques réalisées sur différentes eaux de barrages à travers le Centr e,
l’Est et l’Ouest du Nord de l’Algérie.
Tableau II .2 : Bulletin mensuel de la qualité des eaux de barrages (Août 2006)
[Agence Nationale des ressources hydrauliques] .
Le tab leau II.2 présente les résultats d’analyses effectuées sur les eaux brut es
à l’état naturel, sans aucun pré traitement ou tra itement. Cependant, ces eaux sont
Région Barrages pH RS
mg/l
O 2 d
%
NO 3-
mg/l
NO2-
mg/l
NH4+
mg/l
PO4
mg/l
DBO
mg/l
DCO
mg/l
MO
mg/l
Ferguoug 7.58 1200 136.8 5.00 0.06 0.20 0.01 - 50 6.1
Bouhnifia 7.47 1080 86.3 5.00 0.06 0.40 0.00 - 70 11.2
SMBA 7.86 1170 106.0 1.00 0.03 0.16 0.15 2.4 10 5.1
Merdja-S –A 7.95 1480 91.6 4.00 0.08 0.116 0.06 5.0 20 6.8
Ouizert 7.52 980 130.9 5.00 0.12 0.68 0.07 - 60 6.9
Gargar 7.61 1000 82.5 7.00 0.09 0.38 0.04 4.6 20 5.9
Cheurfa 7.41 1860 150.3 7.00 0.26 1.42 0.14 13.0 70 14.0
Boughrara 7..68 1200 88.9 6.00 1.4 2.66 3.19 - 40 7.7
Beni Bahdel 7.07 400 87.7 5.00 0.08 0.12 0.00 - 30 8.1
Mefrouch 6.86 300 86.3 7.00 0.15 0.27 0.27 - 70 28.0
O
U
E
S
T
Sidi-Abdelly 7.54 700 81.4 4.00 0.19 0.19 0.01 - 50 16
Keddara 8.04 988 98.38 5.0 - - - - - -
Ghrib 7.20 2307 - 0.1 0.00 0.157 0.337 2.6 57 8.0
Bouroumi 7.40 1150 - 4.5 0.013 0.010 0.84 3.1 5 4.3
Boukourdane 7.30 508 82.8 1.4 0.00 0.103 2.142 2.0 30 2.3
Deurdeur 7.20 805 - 1.6 0.170 0.059 0.428 4.0 9 5.3
Lekhal 8 452 73.8 6.3 0.153 0.00 0.520 1.2 82 8.3
Harreza 7.60 1313 - 0.9 0.125 0.046 0.153 1.3 71 5.3
Fodda 7.50 632 75.6 0.00 0.00 0.00 1.805 1.2 66 5.4
C
E
N
T
R
E
Sidi Yakoub 7.51 1230 79.10 0.00 0.00 0.00 0.673 2.2 47 9
Ain-Zada 8.15 600 100.0 1.0 0.015 0.030 0.15 7.2 81 11.6
H-Grouz 7.98 1040 83.3 1.0 0.010 0.00 0.20 9.8 40 13.7
Zardezas 8.17 460 89.7 5.0 0.035 0.080 0.100 2.7 20 2.8
Guenitra 8.15 360 96.0 1.0 0.010 0.020 0.00 3.7 31 2.8
Ain-Della 8.13 480 95.0 5.0 0.030 0.00 0.00 2.5 25 10.0
E
S
T
Chef fia 7.74 300 92.4 1.0 0.020 0.00 0.00 3.5 14 6.5
globalement de qualité médiocre et nécessitent dans tous les cas un tra it ement
poussé de potabilisation. En effet, en faisant une rapide comparaison de cett e
qualité avec les normes de potab ilité valeurs guides ANRH (tableau II.3), il
apparaît que les eaux Algériennes sont souvent minéralisées, avec une dureté
assez importante, notamment pour les eaux du Sud Algér ien[31].
Tableau II.3 : Valeurs guides de l’ANRH et concentrat ion limit e de Direct ives
CEE utilisées pour la production d’eau dest inée à la cons ommation humaine.
En prenant en considération les normes, nous pouvons dire que l’eau de
l’ensemble des barra ges présente une minéral isation assez conséquente à
l’exception de certains et leur pH varie de 6.9 à 8, cela suppose qu’elle peut êtr e
dispensée de correct ion de pH. Nous constatons aussi une pol lution organique
exprimée en (DBO 5 ou en DCO, ou MO). Nous remarquons aussi que le calcul
du rapport (DCO/DBO 5 ), pr esque pour l’ ensemble des barrages , donne des
valeurs dépassant 3, ce qui signifie que la major ité des mat ières organiques est
une matière non biodégradab le. Cett e pollution est due soit, aux apports des
Valeurs guides de l’agence Nationale des
ressources hydrauliques
Directives
CEE
Désignation Bonne Moyenne Mauvaise Très
Mauvaise
Concent rat ion
limite
pH 6.5-8.5 6.5-8.5 8.5-9 >9et<6.5 -
O 2 dissous % 120-90 90-50 50-30 <30 >30%
NH4+(mg/ l) 0-0.01 0.01-01 0.1-3 >3 4
NO 2- (mg/ l) 0-0.01 0.01-01 0.1-3 >3 -
NO 3-(mg/ l) 0-10 10-20 20-40 >40 50
PO 43 -(mg/l) 0-0.01 0.01-0.1 0.1-3 >3 -
DBO 5 (mg/l) 5 5-10 10-15 >15 -
DCO (mg/l ) 20 20-40 40-50 >50 -
MO (mg/l) 5 5-10 10-15 >15 10
RS (mg/l) 300-1000 1000-1200 1200-1600 >1600 -
polluants provenant des rejets d’eaux usées où soit au processus biologique
(eutrophisat ion), ceci s’explique aussi par sa couleur et son odeur.
Quant aux eaux chargées en NO2- et en NH 4
+ nous pouvons dire que leurs
teneurs sont dues à l’oxydation de la matière organique azoté e.
Certains barrages présentent un déficit en oxygène dus aux apports d’eaux
chargées. La dégradation de la qualité physico-chimique de l’eau est due soit aux
apport s ext ernes, soit au mélange des eaux du fond et de surface (p hénomène de
brassage sa isonnier) .
Tableau II.4 :Réglementation de directives CEE et les recommandations OMS
des eaux dest inées à la consommation humaine [23].
Directives CEE Recommandation OMSParamètre
NG CMA CM acceptable CM admissible
Couleur (mg/l pt-co) 1 20
Turbidité (FTU) 0.4 4 0.5 5
Odeur dilution 0 2 à 12°C
Saveur dilution 0 2 à 12°C
Température °C 12 20 12-15 25
pH 6.5 – 8.5 9.5 7 – 8 6.5 – 9.2
Conductivité ( s/cm) 400 -
SO 4 2 − (mg/l)
25 250 200 400
Cl − (mg/l)25 200 200 600
Ca 2 + (mg/l)100 - 75 200
Mg 2 + (mg/l)30 50 500 150
Na + (mg/l)20 175
K + (mg/l)10 12
Al +3 (mg/l)0.05 0.2 - 0.2
Alcalinité (°F) - Conc min2.5
Dureté totale (°F) - Conc min 15 50
Résidu sec (mg/l) - 1500 500 1500
O 2 (%) - Saturation > 75%
NH 4+ (mg/l)
- 0.5 - 0.5
OXY KMnO4 (mg/l) 2 5 5
NO3- (mg/l) 25 50 50 100
Fe (µg/l) 50 200
MES(mg/l) absence - absence -
Hg (µg/l) - 1 1
Le tableau II.4 indique les valeurs des concentr ations maximales admissibles
(CMA) et des nombres guides (NG) des différents facteurs physico-chimiques pr is
en considération dans les direct ives de la Communauté économique Européenne
et les normes de l’OMS pour les eaux potable.
II.4 .2 . Fonctionnement des stations de potabilisat ion Algérienne
En Algérie, il existe une dizaine de stat ions de tra itement importantes, de
différentes concept ions et qui sont en majeure partie de const ruction récente.
Les eaux tra itées proviennent des :
• Barrages ou retenues qui compor te des prises d’eau et des ga ler ies de
répartit ion d’eau généralement dans plusieurs canaux (cas des barrages Ain Zada,
Annaba et Médéa) [18,36] .
• Oueds où des prises d’eau sont convenablement aménagées pour évit er
la pénétration dans l’ouvrage du lit mobi le de l’oued ; on cite le cas de la stat ion
de Médéa qui util ise les eaux de l’Oued Chiffa et Merdja, la station de Ji jel
alimentée par l’Oued Kess ir [37] .
La conception de la plupart des stations de trait ement Algériennes répond au
schéma classique [38] :
a) Une préchloration, souvent effectuée par le chlore gazeux et l’eau de ja vel.
b) Une coagulat ion floculat ion ; le coagulant est inject é soit à la sort ie de la
conduite de refoulement ou dans des bassins de mélange (sta tions de M édéa et de
Keddara).
c) Une décantation généralement stat ique (Médéa, Souk-El-Djemaâ) et plus
rarement à lit de boues (Annaba, Keddara)
d) Une fil t ration rapide sur lit de sable
e) Une post -chloration à l’hypochlorite de sodium (Médéa, Souk-El-Djemaâ) ou
au chlore gazeux (Keddara, Annaba).
Il est utile de souligner qu’un a justement de pH est éventuellement réalisé et
ce par l’ injection d’un correct if (chaux ou acide en fonction de la nécess ité).
Cependant, malgré leur nécessité, certa ines opérations ne sont pas réalisées et ce
suit e aux problèmes rencontrés au niveau national,à savoir : l’arrêt de certains
dispositifs , l’exis tence d’imperfections en génie civil ou de certains problèmes
hydrauliques concernant les stat ions intermédiaires de refoulement ou les
conduites d’amenée de diamètr e trop faible (sta tions de Médéa et de Annaba),
manque de personnel t echnique et de main d’ uvre bien expérimentée ains i que
le manque d’équipements de laboratoires.
Par a illeurs , i l convient de signaler que la pluviométrie en Algérie est très
variable selon les saisons ce qui influe sur la qua lité et la quantité des eaux à
traiter et par suit e s e répercute sur les modalités pratiques à mett re en uvre pour
le fonct ionnement des stat ions [38].
Des études [18, 37 , 36,38] ont montré que les doses de réactifs (chlore int roduit,
chaux, coagulant,…) sont rarement opt imales, ce qui inf lue négativement sur le
rendement des stations.
II.5 Conclusion Au vu de ce chapitre, nous pouvons conclure de toute eau brut e ne peut pas
être uti lisée pour produire de l 'eau potable. Des catégor ies sont déf inies, pour
s'assurer que la matière première de l 'eau potable est de qualité suf fisante.
Différentes étapes de trait ement sont alors agencées en filières de potabilisat ion
(prét rait ement, clarification, dés infect ion).
Parmi les procédés de trait ement exposés, la coagulation-f loculat ion parait
comme une étape de clarification très importa nt e ; elle vise à éliminer les
matières en suspension par ajout d’une solution coagulante .Cependant, la
coagulat ion floculation présente un int érêt qui va au-delà de la simple
clar ifi cation d’une eau puisque certa ines parti cules organiques peuvent êtr e
entr aînées par les flocs si le procédé est opt imisé.
En Algérie, le trait ement des eaux de sur face est rarement optimisé , nota mment
la coagulation-floculat ion .En effet, les connaissances t echniques limitées du
pers onnel d’exécut ion et les condit ions climatiques const ituent les principales
contraint es dans l’uti lisation rat ionnelle des organes des stat ions de tra it ement.
L’application de la coagulation-floculat ion apparaî t d’autant plus cruciale que
l’on fait appel de plus en plus aux eaux de surface et que celles- ci ont souvent
des charges organiques importantes.
Le chapitr e suivant est détaillé plus parti culièrement le procédé de coagulation-
floculation sur lequel porte notr e étude. Nous avons décrit les différents
paramètres phys ico-chimiques in fluençant le bon fonct ionnement de ce procédé.
CHAPITRE III
GENERALITE SUR LE PROCEDE DE
COAGULATION-FLOCULATION
III.1 Introduction En tant que processus unitaire du tra itement de l’eau, la coagulation résulte
de l’addition de réacti fs chimiques dans des dispers ions aqueuses , afin
d’assembler en agrégats plus gros, les fines particules dispersées. Ces nouveaux
agrégats peuvent être éliminés, après floculation, par des procédés telles la
décantation ou la filtration. La floculation est considérée ic i comme processus
distinct qui a li eu en fin de coagulation. El le consiste à favor iser la croissance de
flocs macroscopiques, avec ou sans util isa tion d’additifs t els les adjuvants de
floculation. Bien que la floculation so it la conséquence naturelle de la
coagulation, les deux procédés correspondent à des technologies spécifiques qui
doivent êtr e mises en uvre s elon des règles spécif iques de conception ; ceci
signifie que la f loculat ion doit êtr e envisagée comme un pr ocess us à part entièr e.
La coagulation floculat ion est un trait ement de clar if ication très eff icace dont
l’object if primordial est l’élimination de la portion non décantable des matières
en suspension. Cett e catégorie de substances est représentée essent iellement par
les colloïdes, caractér isées par leur grande stabilité.
La coagulation est cert e une opérat ion s imple à réaliser mais les mécanismes mis
en jeu sont très complexes et ne cessent d’occuper une large place dans les
recherches récentes [39, 40,41] . La compréhension de ce phénomène nécess it e
une conna issance approfondie de l’éta t colloïda l, de la st ructure chimique des
coagulants util isés ainsi que leur mode d’act ion.
III.2 Solutions colloïdales
III.2.1. GénéralitésLes systèmes colloïdaux sont déf inis comme étant des dispersions dont les
particules possèdent des dimensions moyennes comprises ente 0.001 et 1µm et des
vit esses de sédimentat ion si faibles que leur chute est rendue impossible par
l’agitation thermique du milieu [31,5].
Ces produits peuvent êtr e d' origine minérale (sables, l imons, argi les, . . .) ou
organique (produits de la décomposit ion des matières végéta les ou animales,
acides humiques ou fulviques par exemple) . A ces composés s 'ajoutent les micro-
organismes tel que les virus. Ces substances sont responsables, en part iculier, de
la t urbidité et de la couleur.
E n contact avec l’eau, tout e mat ière solide acquiert une densité de charge
électriq ue qui peut provenir de :
La dissociation de groupements superf iciels (hydrox yles, carboxyles) qui
fournissent des charges positives ou négat ives suivant que le pH du milieu est
basique ou acide
L’adsorption d’ions étra ngers contenus dans la solution, ains i les colloïdes
deviennent chargés pos itivement ou négativement su ivant que le t ype d’ion
adsorbé est cation ou anion [5,16].
Suivant leur comport ement vis-à-vis du milieu aqueux, on peut classer les
colloidaes en deux catégories :
Les colloïdes hydrophiles présentent donc une grande affinité pour l’eau et dont
les part icules sont entourées par une enveloppe de molécule d’eau fixées par des
liaisons physico-chimiques à certains groupements de la matière solide t els que :
- Groupement carboxylique : COOH,
- Groupement amine : NH2 ,
- Groupement alcool : OH
C’est le cas des protéines, des détergents synthét iques, des sa vons, et c.…
Les colloïdes hydrophobes dont la matière n’a aucune affinité avec l’eau. Leur
stabilité est due à la charge é lectr ique po rtée par les part icules qui engendrent
une répulsion mutuelle empêchant t out e agglomération.
Il n’exist e pas de trans ition nett e entre ces deux types de colloïdes et l’on
rencontre en prat ique tous les comportements int ermédiair es possibles.
La différence entre colloïdes hydrophiles et hydrophobes est importante dans le
context e du tr aitement . La matière colloïdale hydrophile réagit spontanément avec
l’eau pour former une suspension qui peut êtr e déshydratée et réhydratée à
plusieurs repr ises. En raison de cett e caractér ist ique, de t els colloïdes sont
parfois appelés colloïdes réversib les. Lorsqu’elles sont déshydratées, les
particules hydrophobes ne se redispersent généra lement pas dans l’eau
spontanément. Elles sont alors parfois appelées col loïdes irréversibles. Les
systèmes hydrophobes purs ne réagiss ent pas avec la phase aqueuse, mais
certaines parti cules peuvent comport er des microsites qui les combinent avec
l’eau en formant des liais ons hydrogènes [19,42].
III.2.2. Structure des colloïdes
Pour expl iquer la grande stab ilité des colloïdes , on fera appel à la théorie de
la double couche électrique émise en 1879 par HOLMOLTZ et développé e
ensuite par plus ieurs chercheurs dont HUCKEL, STERN et GOUY [19,31,32].
Elle se résume a insi.
Dans une eau de surfa ce, les colloïdes port ent des charges négatives situées à
leur surface. Ces charges négatives att irent les ions pos itifs en solution dans
l 'eau. Ceux-ci sont étroitement collés au colloïde et forment la couche liée ou de
STERN(couche f ixe),, qu i at tire à son tour des anions accompagnés d' une fa ible
quant ité des cations : c' est la couche dif fuse ou de GOUY (couche mobi le). Il y a
donc format ion d' une double couche ionique, l 'une accompagnant la part icule lors
de ces déplacements, l 'autr e se déplaçant indépendamment ou avec un certain
retard (Figure III.1).
Figure III.1 parti cule colloïdale et pot entiel
Il exist e entr e ces deux couches un potentiel élect rostat ique ou de NERNST, qui
varie en fonct ion de la distance par rapport à la surface du col loïde.
Dans la couche liée, le potentiel de NERNST décroît l inéairement car les cations
constit utifs sont empilés uniformément. En revanche, dans la couche de GOUY, l e
potentiel électrostatiq ue var ie de manière non linéaire, étant donné que la
répart ition ionique résulte d'un mélange aléatoire de cations et d'anions.
La va leur du potentiel à la surface de la couche de NERNST est appelée potentiel
zêta. Les colloïdes étant chargés négat ivement, ce potent iel est négatif.
Dans les eaux naturelles, sa valeur var ie de -35 à -30 mV. Les particules de
potentiel zêta négatif se repoussent très fortement. C'est pourquoi, les col loïdes
sont très stables et inhibent toute agglomération [34].
III.2.3 . Déstabilisat ion de colloïdes
III.2.3.1 Facteurs de déstabi lisat ion
a) Forces d’att raction int erparticulai res
D’après les théor ies de Van Der Waals, il existe, entre les atomes ou molécules
constituant la matière des forces att ractives dit es de cohésion. Cependant, ce sont
des forces qui ne sont prépondérantes qu’à très faible distance, dès lors la couche
de solvatation ou la double couche rend très improbable la manifestat ion de t elles
forces.
Ce n’est qu’après destruction de la double couche que les part icules peuvent s e
rapprocher suff isamment pour que les forces d’att raction deviennent
prépondérantes et permett ent a insi leur agglomération.
Facteurs mécaniques de déstabi lisation.
b) L’addition d’une substance capable de se fixer simultanément sur deux
parti cules colloïdales en présence permet l’agglomérat ion de cel les-c i. Ceci peut
êt re réal isé grâce :
-à l’addition de substances macromoléculaires solubles à chaîne linéaire, qui
s’absorbe à la surface des parti cules qu’el les relient entre elles par des ponts
matér iels.
- à l’adjonction de se ls minéraux, dont l’hydrolyse se traduit par la format ion
d’un précipité floconneux à fort e surface spécifique, capable d’absorber et de
piéger les particules avec lesquelles il entr e en contact [5, 19,43].
III.2.3.2 Mécanismes de la rupture de l’état colloïdal
L’élimination de la pollution colloïdale suppose l’agglomération mutuelle
des parti cules qui nécessit e :
- la rencontr e de deux ou plusieurs particules dont la probabilité dét ermine la
cinét ique du phénomène ;
- l’adhésion des parti cules mises a insi en présence, ce qui suppose l’é limination
ou la réduct ion du facteur de stab ilité prépondérant.
Nous pouvons dist inguer fondamentalement :
-- les procédés qui consist ent à réduire les forces de répuls ion
électrosta tiques responsables de la stabilité des col loïdes hydrophobes
(coagulation).
-- Et ceux qu i provoquent l’agglomérat ion aussi bien des colloïdes
hydrop hiles q’hydrophobes en agissant ‘’mécaniquement’’ par adsorpt ion et
piégeage (floculation).
En pratique, ces résulta ts peuvent êtr e at teints par l’adjonct ion des réactifs , t els
que les sels minéraux contenant des cations multivalents , ou encore des
polymères organiques synthét iques port eur ou non de groupements dissociés en
solution[19,43].
III.2.3.3 Le potentiel Zêta
Dans l 'eau brute, les colloïdes sont généralement chargés négat ivement et s e
repoussent mutuellement. Afin de neutr al iser cett e charge superf icielle négat ive,
on ajoute des cations qui forment une couche autour du colloïde favorisant le
rapprochement des part icules. C'est la coagulat ion.
Pour mesurer la pu issance de charge de la part icule, on util ise un Zétamètr e. Cet
appareil permet d'évaluer la charge des part icules grâce à la mesure du potentiel
Zêta qui régit la manière dont les col loïdes se déplacent et int eragissent.
En pratique, plus il est négatif, plus la charge de la part icule s ' int ensifie
(négat ivement bien sûr). Ainsi, au fur et à mesure qu' il diminue en va leur
absolue, les part icules peuvent s ' approcher les unes des autr es plus ét roitement,
ce qui accroît les probabilités de coll ision. Dans un système de clarifi cation
class ique, à un pH compris entre 6 et 8, les coagulants fournissent des charges
pos itives qui diminuent le potentiel Zêta. Théoriquement, la coagulation se
produit à l ' annulation de ce potent iel, ce qui correspond à une complèt e
neutral isation de charge. Mais , en prat ique , ce n'es t pas nécessaire ; il suffit que
ce potentiel soit légèrement négatif. Il faut faire att ention à ne pas tr op ajouter de
coagulant, car la surface de la part icule va alors se tr ouver chargée positivement
(potentiel Zêta positif) et les colloïdes vont se disperser à nouveau [19, 18,16] .
III.3 Coagulation-Floculation
III.3.1 . Définition
Le mot coagulation vient du lat in coagulare qui signifie « agglomérer »
[42]. La couleur et la t urbid ité d’une eau de surface sont dues à la présence de
particules de très fa ible diamètre : les colloïdes. Leur élimination ne peut se baser
sur la simple décantat ion. En effet, leur vitesse de sédimentation est extrêmement
faible.
La coagulation et la floculation sont les processus qui permett ent l’é limination
des colloïdes (Tableau III.1 ).
La coagulat ion consiste à les déstab iliser. Il s’agit de neutral iser leurs charges
électrostat iques de répulsion pour permet tre leur rencontr e par addition d’un
réactif chimique, le coagulant .
La f loculation est l’agglomération de ces part icules déchargées en micro- floc,
puis en flocons volumineux et décantab les. Cett e floculation peut êtr e améliorée
par l’ajout d’un autr e réactif : le floculant ou adjuvant de floculation.
Deux phénomènes de transport régissent la floculation [43,46] :
:
§ La floculation pér icinét ique liée à la diffus ion brownienne (agitat ion
thermique)
§ La f loculation ort hocinétique est liée à l’énergie dissipée. L’ef ficacité de
cette floculation qui permet d’obt enir le floc volumineux séparable est
donnée dans la pratique par le gradient de vitess e G correspondant au
régime turbulent.
Tableau III.1 : Les étapes de l’agrégat ion [5].
Stade Phénomène
Terminologie
Ajout du coagulant Réaction avec l’eau : ionisation,
hydrolyse, polymérisation.
Hydrolyse
Compression de la double
couche électr ique
Adsorption spécif ique d’ions ducoagulant à la surface de laparticuleInclus ion du colloïde dans unprécipité d’hydroxyde
Déstab ilisation
Liaison interart iculair e par desespèces polymériques ducoagulant
Coagulation
Mouvement brownien Floculation
péricinétique
Transport de la
part icule (contact
entr e les parti cules ) Energie dissipée (gradient devit esse)
Floculation
orthocinétique
III.3.2 Paramètres liés à la coagulation-floculat ion
Pour opt imiser Le procédé de coagulation-f loculat ion, il faut tenir compte de
plusieurs variables en relation, comme le pH, la dose de coagulant, les conditions
de mélange et la t empérature.
a) L’influence du pa ramètre pH
Le pH a une influence pr imordiale sur la coagulat ion. Il est d’ailleurs
important de remarquer que l’ajout d’un coagulant modifie souvent le pH de
l’eau. Cett e variation est à prendre en compte af in de ne pas sort ir de la plage
optimale de précipita tion du coagulant. La plage du pH opt imal es t la plage à
l’intér ieur de laquelle la coagulation a lieu suffisamment rapidement. En effet,
une coagulation réalisée à un pH non optimal peut entraîner une augmentation
significative du temps de coagulation. En général, le t emps de coagulation est
compris entre 15 secondes et 3 minutes. Le pH a également une influence sur
l’élimination des matières organiques.
b) L’influence de la dose de coagulant
La dose de réactif est un paramètre à prendre en compte. Le coagulant qui est
habituellement fort ement acide a t endance à abaisser le pH de l’eau. Pour se
placer au pH optimal, i l es t possible d’ajouter un acide ou une base. Une dose de
coagulant excess ive entraîne une resta linisat ion des parti cules et augmentation du
coût d’exploitation, tandis qu’un dosage insuff isant conduit à une qualité de l’eau
traitée insuffis ante. La quantité de réacti fs ne peut s e dét erminer facilement.
Prat iquement , la dose optimale de coagulant peut êt re dét erminée soit par
l’emploi de la mesure du potent iel zêta (nécessit e un matériel t rès coûteux), soit
par un t est au laborat oire, connu sus le nom de"Jar-Test"
c) L’influence de la température
La t empérature joue un rôle important. En effet, une t empérature basse,
entr aînant une augmentation de la viscosité de l’eau, crée une série de dif ficultés
dans le déroulement du process us : la coagulation et la décantation du f loc sont
ralent ies et la plage du pH optimal diminue. Pour éviter ces diff icultés, une
solution cons iste à changer de coagulant en fonct ion des saisons .
d) L’influence de la turbidité
La turbidité es t, elle auss i, un paramèt re influant sur le bon fonct ionnement
du procédé de coagulation. Dans une certa ine plage de turbidité, l’augmentation
de la concent ration en particules doit êt re suivie d’une augmentat ion de la dose
de coagulant.
Quand la t urbidité de l’eau est trop fa ible, on peut augmenter la concentration en
particules par addition d’argiles. Dans le cas de fortes pluies, l’augmentation des
MES favor ise une meilleure décantation. Enfin, pour gross ir et alourdir le f loc, on
ajoute un adjuvant de floculat ion [46 , 47,48,].
e) L’influence des conditions de mélange
Les deux étapes de formation du floc consist ent en une phase d’agitat ion
rapide suivie d’une phase d’agitat ion len te permettant la maturation du floc.
Néanmoins, il faut évit er que l’agitat ion soit trop intense car elle empêche
l’agrégation, ni trop prolongée car elle entraîne la restabilisation des colloïdes
[34].
La not ion de gradient hydraulique a été émise pour la première fois en 1943 par
CAMP et STEIN [49] : G= (P/µV)1/2
G : gradient hydraulique(s - 1).
µ : viscos ité dynamique du liquide (kg m-1 . s -1) .
V : volume du liquide (m3) .
P : puissance diss ipée dans le liquide (W).
Dans le cas ou l’agitation est mécanique, la puissance est exprimée par la
relation :
P=1/2 Ct A vr3
C t : coefficient de tra inée(il est égal à 1.8 pour des pales plates)
A : surface de la pale (m2) .
: masse volumique du liquide(kg/ m3) .
v r : vitesse relative de la pale par rapport à la vitssse du liquide qui l’entoure.
soit 0.75×vitess e pér iphérique de la pale (vp) ; vp=2 d N/60
ou représenté la distance de l’extrémité de la pale à l’axe de rotation.
Les valeurs généralement admises pour G sont :
--En coagulation : jusqu’à 100 voire 500 s 1−
--En floculation de l’ordre de 20 à 60 s 1−
L’expérience démontr e que produit adimens ionnel Gt s (t s est le t emps de séjour de
l’eau dans le floculat eur) doit se situer entre 10 +4 et 10+ 5pour une floculat ion bien
réalisée (agitat ion lent e).
III.3.3 Mécanismes de la coagulation floculation
On peut considérer qu’il exist e quat re grands mécanismes qui agiss ent
individuellement ou ensemble dans la coagulation f loculation [21, 31,1, 50].
--Réduct ion de l’épaiss eur de la couche ionique : t ransportée par les
parti cules, par augmentation de la force ionique de la Solut ion.
--Neutral isation des charges ioniques : par ajout d’un réact if chimique
contenant des contres ions du colloïde.
--Pontage entre les particules : par utilisation des polymères de haut poids
moléculai re.
--Piégeage des part icules : par formation de polymères d’hydroxydes
minéraux volumineux
III.3.4 Types de coagulants/floculants utilisés
Dans la s éparation liquide/s olide par coagulat ion-floculation le choix des
coagulants et/ ou floculants est très large et son influence est grande sur les
procèdés envisagés pour effectuer la s éparation (sédimentation, flottat ion,
filtration) et pour limit er la quantité des boues produites.
Des coagulants floculants minéraux et organiques sont disponibles .La
connaissance de leur chimie, leur structure et des mécanismes d’int eraction avec
les minéraux sont nécessaires afin d’optimiser les procédés [50].
III.3.4.1 Les coagulants
Les principaux types de coagulant employés sont a base de sels d’alumin ium
ou de fer [44] .
a) Les sels d’a luminium Le sulfate d’aluminium est disponible en poudre ou hydratée, ou en
solution commerciale diluée au demi.
Les doses sont t oujours exprimées en poids de poudre dont la formule
chimique est :
(Al 2 (SO 4 ) 3 , 18H 2 O). Sa masse molaire est de 666.
Le dosage et consommation de ce coagulant s’ expriment communément en
fonct ion de cet te formule. Lors de l’addition de sels d’aluminium, ce cat ion réagit
avec la molécule d’eau se lon les réactions d’hydr olyse
§ Le W.A.C est un polychlorure d’aluminium dont la formule générale est :
Al n(OH) m(SO 4) kCl 3 n- m- 2 k
§ Les PCBA sont des Polychlorures basiques d’aluminium dont la formule
est : [Al 2 (OH) 5Cl] n. Ils sont sous forme très instable.
b) Les sels de fer
Les sels de fer sont généra lement plus coûteux qu e le sulfate d’aluminium, ce
qui exp lique leur emploi plus restre int . Par ailleu rs, ils se révèlent p lus
efficaces comme coagulants quant à l’abattement des substances humiques
[2 ,11]. On peut citer le chlorure ferr ique (FeCl 3 , 6H 2O) peut induire une
coloration de l’eau tra itée, le chlorosulfa te ferr ique (liquide) est de formule
FeSO 4Cl et le sulfate ferreux est peu utilis é et de formule : Fe2 (SO 4)3 9H2O.
III.3.4.2 Les adjuvants de floculation
Pour une meilleure efficacité du procédé de coagulation-floculation, on utilise parfois des
adjuvants de floculation qui sont des colloïdes de même charge que les particules à floculer,
ajoutés pour en augmenter la concentration et de là le nombre de chocs entre les particules. Les
plus utilisés sont la silice activée, les polyélectriques, le charbon actif, la bentonite,…
Ø La bentonite L’argile est un excellent adsorbant , dont les propriétés de rétention sont
bien connues en agriculture. Elle fixe à la surface de ses microcristaux.
Les roches argileuses sont formées de mélange de minéraux argileux auxquels
viennent s’ajouter des minéraux t els que les feldspaths, du quartz, du mica,… Du
point de vue chimique, les a rgiles sont des silicates d’aluminium contenant entr e
autr es des cations alcalins, alcalino-t erreux et du fer.
Ces argiles, et en part icul ier les bentonites, sont uti lisées actuellement pour la
décoloration des huiles végétales et animales ainsi que pour la clarification des
vins par élimination des proté ines.
Dans le domaine des eaux potables, la bentonite est utilisée ess ent ie llement
comme adjuvant de floculation dans le but de recharger artif iciellement une eau
contenant trop peu de mat ières en suspension, ceci af in d’obtenir une meill eure
décantat ion [5,19].
Dans la plupart des études sur la floculat ion des argiles, il s’agit en fait de
considérer les suspens ions d’arg ile (kaolinit e, bentonit e,…) comme une
représentation synthétique des parti cules colloïdales présentes dans les eaux de
rivière, ceci afin de mieux comprendre les mécanismes mis en jeu autour de la
coagulat ion.
En Algér ie, les gisements de bentonite les plus importants économiquement
se tr ouvent dans l’oranie (ouest a lgér ien). On relève en part iculier la carrière de
Maghnia (Hammam Boughrara) dont les réserves sont estimées à un million de
tonnes et de celle de Mostaganem avec des réserves de deux mil lions de tonnes
(Abdelouhab et al. 1988).
En paral lèle, des études (Cous in, 1980 ; Mohellebi , 1983 ; Abdelouahab eta l,
1987) ont mis en évidence l’aff inité de la bentonit e vis-à-vis de po lluants
métal liques grâce à sa grande capacité d’échange d’ions. En phase liquide, la
bentonite peut présenter une grande sélectivité d’adsorpt ion de certains composés
organiques [51,52]. Tout ceci la isse envisager d’uti liser cett e argil e dans
l’affinage des eaux de consommation .
Ø Le charbon acti f
Dans le traitement des eaux, il est pr oduit surtout à part ir de charbon minéral,
du coke et du lignite. C’est une substance carbonée amorphe, activée de façon à
posséder un très haut degré de porosité [5]. Grâce à son important e surface
développée, le charbon actif peut enlever de l’eau la plupart des matières
organiques solubles. Il est beaucoup moins efficace vis-à-vis des po lluants
minéraux. Lorsqu’ il est util isé en poudre, i l est inject é direct ement dans la
floculo-décanteur et sa mise en uvre ne nécessite qu’un investissement assez
faible puisqu’elle ne bouleverse pas la concept ion des installations déjà
existantes. Lorsque le charbon est en granulés, l’adsorpt ion est réalisée sur des
filtr es, en tra it ement t ert iaire, pour piéger une pol lution spécif ique ayant traversé
les trait ements antérieurs . La combinaison du charbon actif avec l’ ozone s’ avère
actuellement le meilleur procédé en nature d’affinage [54]
L’usage du charbon actif en poudre demeure une technique très répandue du traitement de l’eau
potable. L’utilisation du CAP améliore le goût et l’odeur de l’eau. C’est aussi un adjuvant de
floculation pour la phase finale de la coagulation.
Les part icules de charbon qui sont dispersées dans l’ eau peuvent êtr e
considérées comme plus grosses que la matière en suspension ordinaire. Le
charbon peut êtr e injecté so it just e avant la fil t rat ion, soit durant la floculat ion.
Cette deuxiè me possibilité permet au charbon de cont ribuer à la coagulat ion par
pontage.
-Le choix du coagulant : Il es t effectué après une ét ude de l’eau en laboratoire,
ou à l’aide de la t echnique des essais de jar -test.
-On uti lise pour le mélange des réacti fs la seule turbulence créée par un
déversoir mais il est souhaitable de disposer d’un système permettant ce
mélange rap ide, systè me appelé mélangeur rapide ou coagulat eur [5].
On distingue plusieurs t ypes de mélangeurs :
--Mélangeurs st atiques Il s’agit de dispositif mis en place à l’intér ieur
d’une tuyauter ie (système hélicoïda l, diaphragme, cône …) qui crée une
turbulence suf fisante pour permettre la diffus ion instantanée du coagulant très
efficaces au débit nominal.
--Mélangeurs rapides
Al(OH)3
Al3+
Al(OH)2+
Al(OH)4-
Al(OH)52-
Al(OH)2+
Frac
tion
prés
ente
Agita t eurs rapides de t ype à hélice ou à pales (t urbine) mis en place dans une
chambre spéciale.
III.3 .5 . Réact ions d’hydrolyse de l’a luminium et mécanismes de
déstabilisation.Le sulfat e d’aluminium réagit avec la molécule d’eau selon les réactions
d’hydrolyse suivantes [19,53]
Espèces Réaction
( ) +2OHAl
( )+2OHAl
( )3OHAl
( )−4OHAl
( ) +++ +→+ HOHAlOHAl 11 223
( ) +++ +→+ HOHAlOHAl 22 223
( ) ++ +→+ HOHAlOHAl 33 323
( ) +−+ +→+ HOHAlOHAl 44 423
Il résult e de ces réactions :
Que l’hydrolyse libère des ions H+ , et que l’addition de sels d’aluminium
provoquera une acidif ication du milieu, qu’il sera parfois nécessaire de corriger
pour maint enir le pH à une valeur optimale de coagulation.
Que la concentration des divers ions produits par l’hydrolyse dépend ét roit ement
du pH du milieu, comme le montre la figure suivante.
0
0.2
0.4
0.6
0.8
1
3 4 5 6 7 8 9 10pH
Figure III .2 Diagramme de solubi lité de l’aluminium en fonction du pH [55].
§ A pH<4.5, l’ion Al+3 prédomine et i l devient la s eule forme d’a luminium
existante à pH plus bas (pH<3).
§ Des formes monomériques cat ioniques so lubles Al(OH) 2+ et Al(OH) +2
apparaissent dans le milieu de pH compr is respectivement entr e 3 à 6 et 4 à
6.5.
§ Dans l’intervalle de pH 4.5 à 8, c’est la forme insoluble Al(OH) 3 qui
prédomine.
§ Le radical anionique so luble Al(OH)4- prédomine à un pH de 8 à 10[56].
Une autre part icular ité de l 'addition de coagulant dans l 'eau est la consommation
d'alcalinité. Cett e pert e de TAC est fonction de la nature et de la concentration du
composé mis en jeu. Par exemple, pour le sulfat e d' aluminium, on a :
La pert e d'alcalinité (consommation de HCO3-) s e traduit par une chute de pH.
Cette acidif icat ion peut donc perturber la formation du précip ité d' hydroxyde et il
est parfois nécess aire d'ajouter de la soude, de la chaux ou du calcaire pour rester
dans la zone de pH opt imal [19].
III.4 Conclusion La coagulation-floculat ion est une étape de clarif ication très importante qui
permet d’éliminer les matières colloïdales présentes sous forme minérale ou
organique, et qui sont caractérisées par leur grande stabilité et leur faible tail le.
Le processus de coagulation-floculaion, malgré son apparente simplicité, fait
int ervenir divers mécanismes souvent complexes et suivant les conditions du pH.
Ce paramètre inf lue en effet largement sur la forme chimique du coagulant ut ilisé
et on peut obt enir, en plus des ions métalliques simples des produits d’hydrolyse
hautement chargés et de masse moléculaire très élevée.
Cependant, i l s’avère nécessaire de s’ intéresser également aux étapes de
traitement en amont et en ava l de la coagulation- floculat ion car celles- ci peuvent
condit ionner l’eff icacité de la clar ification et donc l’opt imisation du trait ement
d’une eau de surface.
CHAPITE IV
DESCRIPTION ET
FONCTIONNEMENT DE LA
STATION
IV.1 Introduction La station de trait ement d’eau potable de Hamadi-Krouma, mise en service
en 1979, elle a été réa lisée par OCP (organisation de contrô le des pollutions)
Belgique, pour trait er un volume de 5000m³/h provenant du bar rage de Zerdezas
à 30 Km du chef lieu Skikda.
La mise en service d’un deuxième barrage, Kenit ra, à 50km, a permis l ’arrêt des
venues d’eau du barrage de Zerdezas.
Actuellement, la station est al imentée par deux barrages :
• Barrage de Zit -Emba (Beckouche Lakhdar) avec une capacité de 106
mil lions de m³
• Barrage de Kenitra avec une capacité de 96 millions de m³ [ANRH]
La stat ion Hamadi-Krouma alimente la vill e de Skikda et la zone indust riell e, elle
a une capacité de 3600 m³/h.
Après une période de sécheress e et durant l’année 2002 le barrage Kenitra est à
sec, plusieurs solut ions ont été envisagées :
• Forages dans la nappe de Saf-Saf
• Dessalement de l’eau de mer
• Les eaux du barrage de Zerdezas
Les eaux provenant des forages et du ba rrage a rrivent en même t emps dans le
brise- charge au niveau de la sta t ion. P ar contre les eaux de dessalement s e
déversent direct ement dans les fil t res, vu leur potabi lité.
IV.2 Schéma global de la station Le débit d’eau entrant dans la stat ion provient dans sa totalité du bris e charge
où arrivent d’une part l’eau des barrages (Kenitra et Zit-Emba).
Le débit d’entrée d’eau à trait er est régulé de manière t elle que le niveau d’eau
dans le rés ervoir de st ockage d’eau traitée soit maintenu constant autour d’une
valeur de consigne. Le schéma suivant décr it les pr incipaux ouvrages de la
station.
FigureIV.1 Les principaux ouvrages de la stat ion de potabi lis ation H.Krouma
Décanteurs secondaires 3
bassins
Décanteurs primaires 5
bassins avec racleurs Vers
Chambre tranquillisante
de transit
Filtres (12 filtres)
Brise charge Tour d’homogénéisation Floculateurs 5 bassins
Réservoir
IV.3 Description et fonctionnement des ouvrages de la station
IV.3.1. Tour d’homogénéisation Après son passage dans la vanne de régula tion, l’eau arrive par le bas, dans
une tour d’homogénéisat ion de section intérieure circulaire où el le reçoit sa dose
de réact ifs (sulfat e d’alumine, chaux, chlore pour la chloration et charbon act if).
La quantité des réact ifs à in jecter dans la tour d’homogénéisation est fonction de
la qual ité d’eau d’entrée et de son débit , à l’aide une pompe.
Un agitateur rapide posé sur des traverses métalliques , et tournant à 1420 tr/min
assure l’homogénéisation du mélange, la rota tion des pales crée une asp irat ion
provoquant la fort e agitat ion nécessaire à la dispersion rapide des réact ifs dans
l’eau à t raiter. L’eau y rest e 18 secondes et en sort par une ouverture donnant
accès dans la goulott e d’alimentation des bass ins d’homogénéisation.
IV.3.2. Bassins d’homogénéisat ion Le mélange eau brut e plus les réactifs doit ensuite être agité plus lent ement
de manière à favor iser la format ion de flocs importants donc plus aisément
décanta bles. Cett e opérat ion est réalisée dans 5 bassins d’homogénéisat ion en
parallèle. Le temps de rétention est de 18mn pour un débit de 1 m³/s et pour
autant que tous les bassins soient util isés.
L’eau sort des bassins par débordement sur une lame et passe alors dans la
goulot te d’a limentation des décanteurs primaires.
La floculation est obtenue, dans chaque bassin, par la rota tion de trois agitateurs
à pales disposés en série sur le parcours de l’ eau. Chaque agitateur à 2 bras.
L’opérateur règle localement les vit esses de rotation des agitateurs de façon à
former les flocs les plus lourds (vitesses comprises entre 1,8 et 3,6 tr /mn).
Chaque bassin (à radier hor izontal) comporte un tr ou de vidange. Le tableau IV.1
montre les dimens ionnements des ouvrages de la stat ion de potabilisation
Hamadi-Kroma.
Tableau IV.1 : Dimens ionnement des ouvrages de la stat ion.
Nature Nombre Largeur(m)
Longueur(m)
Profondeur(m)
Bassins d’homogénéisation 5 6 18 2
Décanteurs primaires 5 6 43.75 4.5
Décanteurs s econdaires 3 21.35 21.35 5.3
Filtr es 12 5.55 9 0.8
IV. 3.3. Décanteurs primaires
La décantation primaire se fait dans 5 bassins rect angulaires mis en
parallèle. La circulat ion de l’eau se fait hor izonta lement en cellules d’où l’eau
s’échappe par un mouvement ascendant , ce qui augmente l’eff icacité du
décanteur. Au débit total de 1m³/s, les 5 bassins étant en parallèle, l’eau reste 18
minutes dans ces bassins.
Le raclage des boues qui s e déposent es t assuré par des poutr es en bois fixées
à des chaînes, elles même entr aînées par un système de roues denté es et un moto-
réducteur. Ce dispos itif racle en permanence les boues vers deux fosses
d’épaississement situées à l’entrée de chaque bass in. Ces deux fosses sont
périodiquement vidées de la boue.
III.3 .4 . Décanteurs seconda ires L’étage de décantation secondaire et constitué de tr ois décant eurs en
parallè le. Chaque bass in combine les phases de mélange, f loculation et
sédimentation. En outr e une recirculation parti elle des boues permet la mise en
contact de l’eau à floculer avec les f locs existants, ce qui entraîne une
accélération de la vitesse de gross issement des part icules décantables (débit
nominal de 1m³ /s et avec 3 décanteurs seconda ires en parallè le, l’eau reste 1
h40min).
IV.3.5. Filtration gravitaire sur sable
IV.3.5.1 Système de répartition à l’entrée des filtres
Deux batter ies de 6 f iltr es sont alimentées respect ivement par deux goulottes :
l’une est située ent re les f iltres et les décanteurs s econdaires, l’autr e le long du
mur extér ieur des f iltres.
L’eau venant des trois décanteurs s econdaires est rassemblée dans une
chambre d’où elle sort par le bas af in de diminuer les remous. Elle remonte dans
une cheminée dont deux côtés opposés sont constit ués par deux plaques
déversantes placées au même niveau.
IV.3.5.2 Description et fonctionnement d’un filtre
Chacun des douze filtr es gravitaires est const itué d’un bassin de forme
rectangula ire, ouvert à sa partie supér ieure. L’eau traverse le lit fi l trant const itué
de quartz lavé et ca libré (0.7 à 1.4mm) sur une hauteur de couche de 0.8m
environ, et ce à une vitesse nominale de 5m/h.
L’eau fi ltrée est drainée par un réseau qu i se compose de blocs spécia ux formant
collect eur longitudinal et recevant latéralement de part et d’autre une sér ie de
tuyaux perforés sur leur génératrice supérieure et inférieure. Cet ensemble noyé
dans la masse filtrante est spécialement conçu pour créer dans celle-ci des filets
d’eau verticaux, réguliers et uniformes en évitant les passages et canaux
préférent iels nuis ibles à une bonne f iltrat ion.
L’eau filt rée est finalement recueilli e par un collecteur t ubulaire p lacé sous le
collect eur longitudinal et noyé dans le radier du bassin.
IV.3.6. Fonctionnement du système de lavage
Les fines par ti cules ret enues par le li t fi l trant le colmatent progress ivement
et la perte de charge augmente : chaque f iltre possède son propre indicat eur de
colmatage placé au pupit re centra l. Dès que la pert e de charge devient égale à la
valeur que l’on a manuellement à l’ indicateur une lampe s’écla ire. On ne peut
laver qu’un fi ltr e à la fois.
IV.3.7. Stockage d’eau filtrée
Un réservoir de 2000m³est situé pré cisément sous les douze filt res. Les
dimens ions du réservoir sont :
• Longueur------- -------- ------34.30m
• Largeur------ -------- -------- -26.20m
• Niveau du radier------- ----- -14 .00m
• Niveau du tr op-plein---- ----16.40m
Un coin du réservoir, comprend la goulotte d’arrivée d’eau est muré de manière à
isoler dans le rés ervoir une chambre de rét ention de 400 m³. Le temps de sé jour du
débit dans la chambre est compris entre 9min (à plein débit : 3600m³ /h) et 45min
au débit minimal de la stat ion (720 m³ /h). Cett e plage de durée de séjour
correspond en effet, à celle requise pour assurer un bon contrô le de la
stérilis ation au chlore. Ce réservoir à radier horizontal peut êtr e vidangé par une
vanne gliss ière sit ué au milieu du mur , opposé à l’entrée.
IV.3.8. Prise d’échantillons
Il exis te quatre prises d’échantillons d’eau au niveau de la st ation :
1°- L’eau brute est refoulée depuis le t uyau d’amenée jusqu’au laborat oire
2°- L’eau venant des décanteurs pr imaires est refoulée depuis la chambre de
répartit ion décant eurs s econdaires .
3°- L’eau sortant des décanteurs secondaires est prélevée depuis le système de
répart ition entre les 2 batter ies de f iltre.
4°- L’eau du débit total sortant des filt res est prélevée dans le caniveau de
collect e des eaux filtrées .
IV.3.9. Evacuation des purges, vidanges, trop-pleins Les eaux boueuses provenant des purges des décanteurs pr imaires, décanteurs
secondaires et les eaux de lavage des f iltres sont collect ées par des caniveaux qui
les acheminent vers le caniveau pr incipal qui aboutit dans un tuyau débouchant à
l’oued en ava l de la s tat ion.
IV.4 Conclusion Au cours de ce chapit re nous avons essayé de décr ire les principaux ouvrages
de la stat ion de potabilisation de Hamoudi-Krouma.
L’état actuel de cet t e station exige une rénovation de la p lupart des insta llations
(floculat eurs , pompes, pompes doseuses, filt res …).
Les prélèvements des échanti llons se font à l’intér ieur du laboratoire
d’ana lyse. Les paramètres de qualité recherchés au niveau du laboratoire s e
limit ent à la turbidité, le pH, la conduct ivité, TDS, TH, sa linité et les coliformes
totaux. Nous s ignalons auss i que certa ins paramètr es importants de qua lité ne
sont pas recherchés par manque de réactifs et cela depuis un certain t emps (NH+4,
TAC, MO…).
PARTIE EXPERIMENTALE
CHAPITRE V
PROCEDURE EXPERIMENTALE
V.1. Introduction
Ce chapitr e est consacré à la présentat ion des dif férents réactifs ut ilisés, de
l’appareillage et de la mét hodologie expérimentale adoptée.
En premier li eu, nous définissons les réacti fs de coagulants/ floculants utilisés et
devront permettre de juger de l’ef ficacité du procédé de tra it ement ét udié . Nous
décrivons ensuite la méthode de coagulation-f loculation basée sur les essais de
jar-t est et étudier les caracté ristiques physico-chimiques des eaux d’appoint de la
station de potabilisation de Skikda.
V.2. Préparation des solutions
V.2.1. Préparat ion des coagulants
V.2.1.1 sul fate d’aluminium
Une solution mère de 10g/l est préparée périodiquement par dissolut ion du
sulfate d’alumine [Al2(SO4) 3 , 18H2O / 17% Al, 18% O2] dans de l’eau distillée.
Cette solution permet un a jout de faibles quantités pour les doses voulues de
coagulant .
V.2.1.2 Bentonite
Une solution mère de 10g/l est préparée par dissolution de la bentonite dans
de l’eau dist illée.
Cette argile prétraitée qui provient du gisement de M’zila (Mostaganem) ; c’est
une bentonite ca lcique, de couleur gr ise. Les tableaux ci-dess ous regroupent les
principales caractér istiques de cett e a rgil e.
Tableau V.1 : Caractér istiques phys ico-chimique de la bentonite [57].
Surfacespécif ique
Poids spécifique(g/cm2)
pH Cations échangeables(meq/100g)
m2 /g Ca Na Mg
Na/Ca
65 2.71 9 43.6 25.2 4.8 0.58
Tableau V.2 : Caractér istiques minéralogiques de la bentonit e [57].
Montmori llonite Quartz Carbonates Feldspaths Biotites45 à 60% 15 à 20% 8 à 10% 3 à 5% 8 à 10%
V.2.2 Préparat ion des adjuvants
Des solutions mères de 1g/l sont préparées par dissolution de chaque floculant
dans de l’eau dist illée, les adjuvants util isés sont :
ü Charbon actif en poudre
ü Chaux ét einte
ü Bentonite naturelle de Mostaganem
V.3. Méthodes analytiques
V.3 .1 Détermination des paramètres physico-chimique des eaux
Les mét hodes de dosages util isées sont décrit es par [14,15] ou par les
catalogues de l’appareillage ut ilisé :
a) Le pH a été mesuré à l’aide d’un pH mètre (WTW inolab pH LEVEL 1) Avant
chaque essai, nous procédions à l’éta lonnage de cet appareil à l’a ide de solution
tampons…
b) La conductivité est mesurée au moyen d’un conductimètre é lectr ique de
type (WTW inolab Cond LEVEL 1) donnant des mes ures en µs/cm. On utilise
aussi le conductimètre pour mesurer la température, la salinité et le taux des
matières sol ides dissoutes dans l’eau (TDS).
c) la turbidité, mesurée par la méthode néphélémétrique, à l’aide d’un
turbidimètr e (HANNA instruments HI 93703)
d) le titre hydrométrique TH et le ti t re alcal imétrique complet TAC , sont
déterminés respectivement par complexométrie à l’EDTA et par acidimétr ie [15].
e) L’oxydabilité au permanganate de potassium (KMnO4) : cet te analyse
consist e en une oxydation chimique à chaud en milieu acide
Mode opératoire :
On prélève 100 ml d’eau dans un bécher puis on ajout e 10 ml de permanganate de
potass ium (0.0125N) et 10ml de H2SO 4 (1 : 2) , après on chauffe jusqu’à
l’ébullit ion pendant 10 minutes ; Après le refroidiss ement on a joute l’acide
oxalique (0.0125N) pour réduire le KMnO 4 qui n’a pas réagi. A la f in on procède
au tit rage avec le KMnO 4 , jusqu’au virage du transparent à la couleur rose [15].
Oxydabilité au KMnO 4 (mgO2 / l) = (V t i t r a g e-Vb l a n c) x 3.79
f) L’absorbance UV est un paramètre intéressant, car permettant d’apprécier
l’importance du caractère aromatique des matières organiques de l’échanti llon
anal ysé. La mesure a été effectuée grâce à un spect rophotomètre (mini 1240
SHIMADZU), muni d’une cuve en quartz de 1 cm de longueur. La longueur
d’onde d’analyse est 254 nm.
g) dosage de l’ammonium
La concentration de l’ammonium est dét erminée par spect rophotométr ie
d’absorption moléculaire (méthode de Ness ler) [15].
Le pr incipe de cett e mét hode est :
Le réact if de Ness ler (iodo-mercurate de potassium alcalin) en présence d’ion
ammonium est décomposé avec formation d’iodure de dimercur iammonium qui
permet le dosage spectrophotométr ique des ions ammonium.
Etalonnage
Pour tracer la courbes d’éta lonnage de l’ammonium, nous avons déterminé les
valeur de l’absorbance correspond aux différentes concentra tions des so lution
étalons. Ces mesures sont réalisées sur un appareil UV Vis ible (mini 1240
SHIMADZU) (figureV.1)
y = 0,2057x + 0,1148R2 = 0,9803
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3Concentration(mg/l)
Abs
orba
nce
Figure V.1 Courbe d’étalonnage de l’ammonium
V.4 Essai de coagulation-floculation Jar-test
Les essais de Jat-test ont été réalisés sur un floculat eur à 6 agitat eurs
(FLOCULTUR SBS) avec une vitesse de rota tion indiv iduel le entr e 0 et
260tr/min. cet appareil permet d’agit er simultanément le liquide contenu dans une
série de béchers remplis chacun de 500 ml d’eau.
Au cours de notr e étude, l’ eau brute et le coagulant sont soumis pendant 3min à
une agitation rapide de 100 t r/min. la vitesse est par la suit e réduite à 40tr /min
(vitesse de formation des flocons et leur taux de gross issement) pour une durée de
17min. Après une décantation de 30min (une phase durant laquelle le floc
déstabilisé est entraîné vers le fond des béchers), siphonner l’eau surnageant pour
déterminer les paramètres phys ico-chimiques.
Ces conditions expér imentales sont utilisées au niveau de la stat ion
« H.KHROMA », i ls peuvent s e justif ier par les résultats suivants :
ü Agitation lente
Le calcul du gradient de vit esse suivant la formule de CAMP et STEIN déjà
définie dans la parti e bibliographique nous donne une valeur G=50 s - 1(la vit esse
périphérique des pales calculé e est égale à 0.083m/s). Sachant que suivant les
dimens ions de notr e floculateur nous avons :
A=15 cm2 (surface des pales )
d= 2 cm (distance de l’ extrémité de la pale à l’axe de rota tion)
La valeur de G est satisfaisant e car une floculation opt imale est obtenue pour
20 s - 1<G<60 s -1 .
Nous pouvons aussi calculer le critère de Camp, soit : Gt s=50x40x17=3.4x10 +4
Cette valeur s e trouve dans l’interva lle [10+ 4 à 10+ 5] .
ü Agitation rapide
Le choix de la vitesse rapide est très important pour éviter les risques de br iser le
floc formé.
Le calcul du gradient de vitess e donne une valeur G=125 s - 1
La valeur de G est satisfaisant e car une coagulat ion optimale est obtenue pour
100 s - 1<G<500 s - 1 .
V.5 Caractérisation des eaux d’appoint de la station de potabilisation
de SkikdaEchanti llon : eau de la station de trait ement HAMADI KROMA, wilaya de
SKIKDA (prélèvement du14/03/2007).
Tableau V.3 : Résultats des analyses de l’eau brute et tra itée dans la stat ion
Résul tatsparamètres Unités
Eau brute Eautraitée
Normes depotabilisation
(OMS)
Aspect - Trouble limpideColoration - Jaunâtre sanspH - 8.10 7.82 6.5-8.5
Température °C 7.9 8.8 25Conductivité µs/cm 620 678 100-1000TDS mg/l 298 306MES // 50 TracesTurbidité NTU 59 12.53 5Chlorures (Cl -) mg/l 79.3 76.5 250TAC °F 15 13.5Calcium (Ca2 +) mg/l 60.3 59.6Magnésium (Mg2 +) / / 30.6 30.4 5TH °F 21.2 21 15-50Sulfates (SO4
2 -) mg/l 12.05 12.8 250Phosphates (PO4
3 -) / / 0.6 Traces 0.1Potassium (K+) / / 4.68 4.3 12Sodium (Na+) / / 8.34 7.98 175Oxydabil it é au KMnO4(MO)
mg O2 / l 16.25 9.32 5
DBO5 mg/l 12.58 5.8 10DCO // 48 31 40Ammoniu m (NH+
4) / / 1.08 0.34 0.5Nitrites (NO2
-) / / traces traces 0.1Nitrates (NO3
-) / / 7.25 traces 20Fer total (Fe) / / 0.6 0.38 0.5Cuivre (Cu) / / 0.029 0.019 2Plo mb (Pb) µg/l traces traces 5Mercure (Hg) µg/l traces traces 1
D’après les ana lyses effectuées, nous consta tons une mauvaise qualité des
eaux b rute du po int de vue turbid ité, mat ières organiques et une concent rat ion
assez importante en ammonium et en fer dépassant les normes de qualité
proposées par l’OMS.
Le TH reste stable pour les deux eaux. Par contre les concentration de l’alca linité
est varie après le trait ement .
Pour les eaux traitées, les résultat s de tableau montr ent qu’il y a une réduct ion de
la concentration en ammonium en fer ne dépassant pas les normes de
potab ilisation.
V.6 Conclusion
Ce chapit re nous a permis de faire la lumière sur la mode expér imental
concernant notre étude a insi que les appareils et les réact ifs util isés. Nous avons
d’abord décr it la préparation des solutions nécessaires à nos essais, ensuite la
technique de Jar-test et enfin déterminer les paramètres de potabilisation des eaux
d’appoint de la station de potabi lis ation de Skikda.
Malgré les différentes étapes de tra itement utilisé, la qualité des eaux potables
de la station de tra itement de la ville de Skikda demeure médiocre pour certains
paramètres (turbidité et la matière organique) et moyenne pour d’autr es. Donc
cet t e eau nécessit e encore des t raitements complémentaires en p lus d’une
optimisation de la dose de coagulant ou f loculant uti lisée.
CHAPITRE VI
OPTIMISATION DE LA DOSE DE
COAGULANT
VI.1 IntroductionL’étude des paramètr es de potab ilisation des eaux d‘appoint de la station de
traitement des eaux H.Krouma (chapitr e V), a montré une qualité qui demeur e
médiocre pour certains paramètres et moyenne pour d’autr es. Notr e étude a donc
pour but d’améliorer la qualité de ces eaux à un seuil acceptab le en t enant compte
des normes pratiquées. En util isant des essa is de jar -test pour déterminer les
doses optimales des coagulants.
L’object if essent iel étant la déterminat ion des conditions et les tra it ements
adéquats à l’élimination optimale de const ituants organiques et minéraux de ces
eaux. Les trait ements nécessaires doivent être conçus en fonction de ces object ifs
d’une part , et d’autr e part , en fonction des caract érist iques de l’eau brute qu’on a
à sa disposition.
VI.2 Détermination de la dose optimum de coagulant L’essai de Jar-T est a été effectué sur une eau brut e de la st ation Hamadi
Krouma, que nous avons f loculées par le su lfat e d’alumine (essai de Jar-T est, dé jà
présenté au chapitr e V) .
Après décantat ion, nous avons prélevé une certaine quantité d’eau tout en évitant
une évent uelle remise en suspension du floc, et nous avons déterminé les divers
paramètres les plus influencés par cett e étape.
VI.2 .1 Résulta t et discussion
Tableau VI.1 : Essai de coagulation f loculation au laboratoire (jar-t est)
La dose injectée de sulfate d’al umine (mg/l)paramètres Eautrai t éeen stat ion eau
brute10 20 30 40 50
Température (°C) 14.7 14 14.1 13.9 14 14.8 15.1pH 7.88 8.09 7.66 7.61 7.59 7.44 6.86Cond (µs/ cm) 595 589 595 600 601 612 615TDS (mg/l) 331 332 290 288 287 294 393TUR (NTU) 4.01 9 5.06 2.09 1.18 1.29 1.45Oxy.KMnO4 (mg O2 / l ) 12.2 17.77 13.08 11.85 10.03 9.79 9.97TAC (°F) 12.5 13.5 12.5 12.5 12 11.5 11TH (°F) 22 21 22 22 21.6 21 22Absorbance UV (254nm) 0.068 0.278 0.072 0.063 0.053 0.057 0.057Rendement él iminationde la turbidi t é (%)
55.44 00 43.77 76.77 86.88 85.66 83.88
Rendement él iminationMO (%)
31.34 00 26.399 33.31 43.55 44.90 43.89
Figure VI.1 Evolution des paramètres de potab ilisa tion en fonct ion de
la dose de sulfat e d’a lumine
6,46,66,8
77,27,47,67,8
10 20 30 40 50Concentration(mg/l)
pH
pH en fonction de la dose de sul fatealumine
0123
456
10 20 30 40 50Concentration(mg/l)
TUR
(NTU
)
Abat tement de la turbidité en fonctionde la dose de sulfate d alumine
10,5
11
11,5
12
12,5
13
0 20 40 60Concentration(mg/l)
TAC
(°F)
TAC en fonction de la dose de sul fatealumine
02468
101214
0 20 40 60
Concentration(mg/l)
Oxy
(mg
O/l)
Abattement de l oxydabil it é auKMnO4en fonction de la dose de
sulfate d alumine
590595600605610615
620
0 20 40 60
Concentration(mg/l)
Con
t(µs/
cm)
La conductivité en fonction de la dosede sulfate d alumine
00,010,020,030,040,050,060,070,08
0 20 40 60
Concentration (mg/l)
Abs
UV(
254
nm)
Abattement de l absorbance UV(254nm) en fonct ion de la dose de
sulfate d alumine
Nous remarquons que le trait ement effectué en station n’a pu abatt re la
turbidité que de 55.44 % et la matière organique de 31.34%.
Le jar-t est effectué en stat ion et avec les mêmes conditions a donné les résultat s
suivants :
Pour une dose de 30mg/l de su lfat e d’alumine, nous obtenons un rendement
d’élimination de la turbidité de 86.88 % et un rendement d’é limination de la
matière organique de 43.55%.
A partir des résultats on remarque que le pH et l’alcal inité (TAC) diminue avec
l’augmentat ion de la dose de sulfat e d’alumine par contre la conduct ivité
augmente ; le TAC baisse du fa it que lors de l’util isat ion du sulfat e d’a lumine,
chaque Al3 + nécessit e pour passer à l’état Al(OH)3 , 3OH - provenant des
bicarbonat es et de l’eau elle-même, des protons H+ sont libérés et le pH s’abaisse
donc également.
D’ap rès les courbes on constate que la turbidité et la mat ière organique et
l’absorbance UV (254nm) diminuent avec l’augmentation du sulfate d’alumine
jusqu'à la dose optimale (40mg/ l). Après cet te dose il s e pr oduit l’effet inverse de
coagulant (décoagulation).
VI.3 L’influence de l’eau brute sur la dose optimale de coagulant
Les essais « Jar-Test » ont été réalisés sur des prélèvements d’eau brute au
cours de la pér iode de Mars à Avril 2007.
VI.3 .1 Résulta t et discussion
Le tableau VI.2 et la figure VI.2, mont rent les résultats obtenus pour chaque
prélèvement et la variat ion de la dose optimum de sulfat e d’alumine en fonction
la qual ité de l’eau brute.
Nous constatons pour tous les prélèvement que :
Les doses opt imales de sulfa te d’alumine varient suivant la qual ité de l’eau brute
La comparaison entr e différents pré lèvements on remarque que la dose optimum
varie s elon les paramètr es de qualité (surtout la t urbidité) et aussi s elon la nature
des colloï des.
Les eaux brut es de la s tation Hamadi-Krouma généralement t rès chargées en
matière organique (> 10mg O2/ l) .
Le procédé de coagulat ion-floculation avec l’utilisation de coagulant de sul fat e
d’alumine réalise un bon rendement d’élimination de la turb idité mais rest e
insuffisante pour la réduction de la matière organique.
Tableau VI.2 : L’influence de la qualité de l’eau brut e sur la dose optimale decoagulant
Paramètres de qualité de l’eauLes
échantillons
Dose de
SA(mg/l) pH Cond
(µs/cm)
T
(°C)
TH
(°F)
TAC
(°F)
TUR
(NTU)
Absorbance
UV (254nm)
Oxy.KMnO4
(mg O2/l)
00 (eau
brute)
8.09 589 14.5 21 13.5 9 0.278 17.77
10 7.66 595 14.1 22 12.5 5.06 0.072 13.08
20 7.61 600 13.9 22 12.5 2.09 0.063 11.85
30 7.59 601 14 21.6 12 1.18 0.053 10.03
40 7.44 612 14.8 21 11.5 1.29 0.057 9.79
1
(4/3/2007)
50 6.86 615 15.1 22 11 1.45 0.057 9.97
00 8.20 636 15.7 23.6 12.5 7.5 - 9.85
5 8.10 634 - 23.4 12.5 3.72 - 7.2
20mg/l 7.70 630 - 23 12 1.78 - 5.5
30 7.63 636 - 23.8 12 1.89 - 5.5
35 7.62 636 - 23.5 12 1.91 - 5.8
2
(12/3/2007)
40 7.58 638 - 23.7 11.9 1.92 - 5.8
00 8.12 549 15.1 20 13.3 19.31 0.312 15.01
20 7.84 555 16 22 13 4.92 0.115 11.22
35 7.72 557 15.9 22 12.8 4.85 0.103 10.24
40 7.66 558 16 21.4 12.5 4.44 0.110 8.715
45 7.49 561 15.8 22 12.5 3.09 0.113 7.925
3
(17/3/2007)
50 6.35 566 15.7 21 12 4.07 0.118 8.505
00 7.79 514 - 21 12.5 70 0.247 15.4
40 7.62 517 - 20 11.5 9.13 0.11 8.15
50 7.60 115 - 20 11.2 5.12 0.083 7.844
(19/3/2007)60 7.54 517 - 21 10 3.51 0.073 7.5
70 7.34 518 - 21.2 10 3.70 0.072 7.54
(1/4/2007) 80 7.29 520 - 21 10 4.1 0.058 7.84
00 8.15 552 16.5 21 13.8 210 0.273 19.75
30 7.54 555 16.8 21 12.6 22.51 0.153 11.85
40 7.49 559 16.9 21 11.8 19.95 0.124 9.96
60 7.45 562 16.7 22 11.5 4.38 0.074 9.11
80 7.25 562 16.9 21 10.5 2.15 0.073 8.715
5
(1/4/2007)
100 7.19 573 17.1 22 10 2.28 0.084 9.505
00 8.12 556 16.5 22 13.5 95 0.241 13.82
30 7.90 564 20 21 12.5 13.08 0.108 7.9
40 7.75 564 19.7 21 12.2 11.67 0.104 7.505
60 7.44 566 20.1 21 11.8 5.71 0.081 7.705
70 7.48 566 21.3 20 10.5 2.22 0.074 8.295
6
(19/4/2007)
90 7.4 569 20.4 20 10.5 2.51 0.074 8.69
00 7.84 598 19 22 14 150 - 13.82
50 7.31 600 19.5 22 11.5 5.85 - 10.27
60 7.20 601 20 22 11.4 4.46 - 9.48
70 7.13 602 20 22 11 4.10 - 7.11
80 7.06 602 20.1 22 10.6 3.84 - 6.89
7
(23/4/2007)
90 6.98 603 20.5 22 10.5 4.68 - 7.11
0
20
40
60
80
100
0 20 40 60Conentration(mg/l)
0
20
40
60
80
100
0 20 40 60Concent rat ion (mg/l)
Rend
emen
td'
élim
inat
ion
(%)
02468
101214
0 20 40 60
Concentration(mg/l)
0
5
10
15
0 20 40 60
Concentration(mg/l)
020406080
100120
0 50 100 150Concentation(mg/l)
0
20
40
60
80
100
120
0 50 100Concentration(mg/l)
02468
101214
0 50 100 150Concentration(mg/l)
02468
1012
14
0 50 100Concentration(mg/l)
Ech
anti
llon
n°
1TUR
Oxy.KMnO4
TAC
pH
Ech
anti
llon
n°
3
TUR
Oxy.KMnO4
TAC
pH
Ech
anti
llon
n°
5 TUR
Oxy.KMnO4
TACpH
Ech
anti
llon
n°
6
TUR
Oxy.KMnO4
TAC
pH
Rendement d éliminat ion de la turbid ité et lamatière organique en fonction de la dose de
sulfate d alumine
Evolution des pH et TAC en fonction dela dose de sul fate d alumine
Figure VI .2 La variat ion de la dose optimale du su lfat e d’alumine en fonct ion
de la qualité de l’eau brute
VI.4 Conclusion
Compte t enu des résultats et discussions présentés dans ce chapitr e, les
conclusions suivantes peuvent êt re émises :
La coagulat ion-f loculation avec le sulfat e d’alumine donne une é limination de la
turbidité et la matière organique t rès eff icace pour la dose opt imale dét erminée
par rapport au rendement d’élimination de l’eau traitée dans la station. La dose
optimale de coagulant varie s elon la qua lité de l’eau brut e et la dose augmente
avec l’augmentation de la t urbidité ce qui exigerait en stat ion un contrô le en
continu de cett e qualité.
Le pH et l’alcalinité diminuent avec l’ augmentation de la dose du su lfat e
d’alumine par contr e la conduct ivité augmente.
Nous pouvons conclure que la coagulation-floculat ion avec le sulfat e
d’alumine est peu efficace vis-à-vis de l’élimination de la matière organique par
contre conduit à une meil leure élimination de la turb idité.
CHAPITRE VII
INFLUENCE DES TRAITEMENTS
PARALLELES À LA
COAGULATION-FLOCULATION
VII.1 Introduction La présence de matières organiques na turelles dans une eau à potabi liser est
gênante car ell e peut entraîner la formation des sous-produits chlorés, le
développement de microorganismes dans le réseau… etc. A l’heure actuelle, la
coagulation- flocultion est un procédé efficace pour l’éliminat ion des matières
organiques dissoutes (MOD) de tai lles important es, telles que les acides
humiques, mais reste encore limitée pour les MOD de plus faibles tailles [61].
L’étude des données des eaux d‘appoint de la station de
potab ilisation"H.Krouma" montre une eau très chargées en mat ières organiq ues et
une turbidité var ie avec différentes paramètr es, ce qui rend le tr ait ement diff icile.
D’après le chapitr e précédent, l’utilisation de su lfat e d’aluminium comme
coagulant est efficace pour l’é limination de la t urbidité et la matière organique,
mais il subs iste une fraction importante de MO qui n’est pas éliminé (> 5mgO2/ l) .
Afin d’amél iorer la qualité des eaux de la stat ion, notre travail cons iste à
l’util isation de certains matériaux poreux, tels que la bentonite, le charbon act if
et la chaux d’une part, et d’autr e part à l’optimisation des étapes de clar if icat ion
en étudiant l’effet d’une préchloration, les doses de coagulants et l ' emploi de
certains adjuvants.
VII. 2 Influence des adjuvants Nous avons t esté au cours de notre étude tr ois t ypes d’adjuvants se lon le
rôle que peut accomplir chacun d’eux. Il s’agit de la chaux, le charbon actif en
poudre et la bentonite.
VII. 2.1 Protocole expérimental Nos essais ont été effectués selon le prot ocole du Jar- test à dose constant e de
coagulant (sulfate d’alumine) et à dose variables d’adjuvant.
Pour ét udier l’ effet des adjuvants sur l’améliorat ion de la qualité des eaux de
surface par coagulation-floculation, nous avons coagulé à la dose opt imale de
coagulant déterminée au préa lab le, soit 70 mg/l (tableau VII.1) dans des béchers
de 0.5 litre contenant des doses croissantes des adjuvants.
VII.2 .2 Résultat et discussion
VII.2.2.1 Détermination de la dose opt imale de coagulant
Tableau VII .1 : Essai de coagulation f locu lation au laboratoire (jar-test)
A partir des résultats de coagulation-f loculation sur les eaux de surface par
des doses croissant es de sulfat e d’alumine, nous avons pu constat er que l e
rendement d’élimination augmente jusqu'à la dose optimale (70mg/l). Après cett e
dose il s e produit l’effet inverse du sulfat e d’alumine (décoagulation).
A part ir de ce résultat, on remarque qu’un meilleur rendement d’é limination de la
turbidité (96.78%) est obtenu, mais ell e rest e insuffisante pour l’élimination de
la mat ière organique (40.02%).
La dose inject ée de sulfate d’alumine (mg/l)paramètres Eau brute
30 40 60 70 90Température (°C) 16. 5 20.1 19.9 20.1 21.2 20.3pH 8.12 7.47 7.41 7.34 7.18 7.16Cond (µs/ cm) 556 564 565 565 566 569TDS (mg/ l) 268 272 272 273 273 274TUR (NTU) 90 12.63 10. 67 5.91 2.89 3.25Oxy.KMnO4 (mg O2 / l ) 16. 59 12.23 10. 98 9.78 9.95 10.53TAC (°F) 13. 5 12.5 12. 5 12 12 11.6TH (° F) 22 21 21 21 22 20Absorbance UV (254nm) 0.241 0.108 0.104 0.071 0.064 0.064Rendement él iminationde la turbid i té (%)
00 85.96 88. 14 93.43 96.78 96.38
Rendement él iminationMO (%)
00 26.28 33. 81 41.04 40.02 36.52
VII.2.2.2 Utilisation des adjuvants
VII.2.2.2.1 Influence de la chaux éteint sur la coagulatio n floculat ion
Dose de sulfate d’alumine : 70 mg/l
Tableau VII.2: Evolution des paramètres en fonction de la dose de chaux.
D’après les résultats obt enus, nous remarquons que les rendements
d’élimination augmentent au fur et à mesure qu’augmente la dose de l’ad juvant.
Les flocs formés sont importants et décantent rap idement (décantation en piston),
contrairement à l’utilisation du sulfat e d’alumine seul (décantation diffuse). La
concentrat ion opt imale de Ca(OH)2 est de 3.5mg/l, permettant ainsi d’améliorer
les rendements d’élimination de la turbidité (97.23%) et de la mat ière organique
(73.83%).
La diminution du pourcentage d’élimination au-delà de 3.5mg/ l peut êtr e att ribuée
à des doses de chaux induisant l’augmentation du pH jusqu’à pré cipitat ion du
calcium. L’effet de ponta ge du calcium qui exp liquerait les bons rendements
d’élimination serait alors amoindr i.
La dose injectée de la chaux (Ca(OH)2 ) (mg/l)paramètres Eaubrute
0 2 2.5 3 3.5 4Température (°C) 16.5 21.2 19.7 19.9 19.8 19.7 19.7pH 8.12 7.18 7.32 7.40 7.49 7.56 7. 60Cond (µs/ cm) 556 566 573 573 573 573 573TDS (mg/l) 268 273 288 287 288 288 288TUR (NTU) 90 2.89 2.88 2.55 2.39 2.49 2.70Oxy.KMnO4 (mg O2 / l ) 16.59 9.95 9.66 8.29 6.13 4.34 5.13TAC (°F) 13.5 12 12 12.5 12 12.5 12.5TH (° F) 22 22 21 21 21 22 21Absorbance UV (254nm) 0.241 0.064 0.063 0.061 0.058 0.061 0.064Rendement él iminationde la turbidi té (%)
00 96.78 96.80 97.16 97.34 97.23 97
Rendement él iminationMO (%)
00 40.02 41.77 50.03 63.05 73.83 69.07
VII.2.2.2.2 Influence de la dose de CAP sur la coagulation-floculat ion
Tableau VII.3: Evolut ion des paramètres en fonct ion de la dose de charbon act if
en poudre
La dose de sulfate d’alumine est f ixée à 70 mg/l, dose optimale obtenue par
jar-t est .
D’après les résultats obtenus, la quantité de charbon actif en poudre qui
permet l’abat tement de la turbidité et de la matiè re organique est de 3 mg/ l, au-
delà de cett e valeur une désorpt ion se produit. Pour cette dose, les rendements
att eints pour réduire la turbidité sont de 97.64% et pour la matière organique de
71.48%
La dose injectée de CAP (mg/l)paramètres Eau brute
0 2 2.5 3 3.5 4Température (°C) 16.5 21.2 19.6 19.6 19.6 19.9 19.9pH 8.12 7.18 7.15 7.18 7.14 7.16 7.17Cond (µs/ cm) 556 566 566 562 561 561 664TDS (mg/l) 268 273 272 271 270 270 272TUR (NTU) 90 2.89 2.77 2.25 2.12 2.29 2.32Oxy.KMnO4 (mg O2 / l ) 16.59 9.95 8.29 7.9 4.73 5.53 7.50TAC (°F) 13.5 12 12.5 12 12 12.5 12.2TH (°F) 22 22 21 22 21 21 21Absorbance UV (254nm) 0.241 0.064 0.062 0.052 0.052 0.054 0.060Rendement él iminationde la turbidi t é (%)
00 96.78 96.92 97.5 97.64 97.45 97.42
Rendement él iminationMO (%)
00 40.02 50.03 52.38 71.48 66.66 54.79
VII.2.2.2.3 Influence de la bentonite sur la coagulation floculation
Tableau VII.4: Evolution des paramètres en fonction de la dose de bentonit e.
Nous constatons que l’ut ilis ation de la bentonit e améliore nettement le
rendement d’élimination de la tu rbidité de même que celui de la mat ière
organique.
Les meilleurs rendements sont obtenus à une dose de 3 mg/l tant pour
l’abattement de la t urbid ité que cel les des matières organiques. Ce qui s’explique
par le fait que la présence de la bentonite augmente la concentration en matières
en suspens ion dans l’eau et favor ise donc les chocs entre les particules en
dispers ion dans l’eau.
Le pH augmente avec l’augmentation de la dose de la bentonit e, ceci est
probablement dû à la nature des fonctions chimiques qui exis tant dans la structure
de la bentonite.
La dose inject ée de la bentonite (mg/l)paramètres Eau brute
0 2 2.5 3 3.5 4Temp érature (°C) 16.5 21.2 19.7 19.8 19.7 19. 6 19.8pH 8.12 7.18 7.24 7.27 7.30 7.32 7.36Cond (µs/cm) 556 566 576 570 574 587 575TDS (mg/l) 268 273 298 286 288 294 289TUR (NTU) 90 2.89 2.68 2.48 2.37 2.35 2.37Oxy.KMnO4 (mg O2 / l ) 16.59 9.95 9.87 8.69 6.71 3.95 4.74TAC (°F) 13.5 12 8.6 9.7 8.5 9 9.5TH (°F) 22 22 21 21 22 22 21Absorbance UV (254nm) 0.241 0.064 0.064 0.060 0.053 0.052 0.052Rendement él iminat ionde la turbidi té (%)
00 96.78 97.02 97.24 97.36 97. 38 97.36
Rendement él iminat ionMO (%)
00 40.02 40.50 47.61 59.55 76. 19 71.42
7,1
7,15
7,2
7,25
7,3
7,35
7,4
7,45
7,5
7,55
7,6
7,65
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5
Concentration(mg/l)
pH
96,7
96,8
96,9
97
97,1
97,2
97,3
97,4
97,5
97,6
97,7
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5
Concentration(mg/l)
% é
limin
atio
n(TU
R)
Chaux
CAP
Bentonite
Figure VII . 1 Evolution du pH en fonct ion de la dose des adjuvants,
en complément de 70mg/ l de sulfate d’alumine
ChauxCAP
Bentonite
Figure VII.2 Evolution de rendement d’élimination de la turb idité en fonct ion de
la dose des adjuvants, en complément de 70mg/l de sulfate d’a lumine
0
2
4
6
8
10
12
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5Concentration(mg/l)
MO
(mg
O2/
l)
0
0,01
0,02
0,03
0,04
0,05
0,06
0,07
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5
Concentration(mg/l)
Abs.
UV(
254n
m)
Chaux
CAP
Bentonite
Norme de potabilisation
Figure VII .3 Evolution de rendement de l’oxydab ilité au KMnO4 en fonction de
la dose des adjuvants en complément de 70mg/ l de su lfat e d’alumine
Chaux
CAP
Bentonite
Figure VII.4 Abatt ement en absorbance UV à 254nm en fonct ion de la dose des
adjuvants, en complément de 70mg/l de sul fate d’a lumine
La f igure VII.4 présente l’évolut ion d’absorbances UV avec les différents
adjuvants (Chaux, CAP et bentonit e). L’a jout de charbon actif ou la bentonit e en
parallè le avec le sulfate d’alumine permet d’augment er de façon importante le
taux d’élimination de l’absorbance UV, et i l est intéressant de noter qu’une
amélioration de 18.75% est observée pa r rapport à l’ut ilisat ion de su lfat e
d’alumine seule. Quant à la chaux, un taux d’é limination de 9 .37% est obtenu
pour une dose de 3.5mg/ l.
On note ainsi que la comparaison des t rois adjuvants montre que le charbon
actif est le p lus eff icace, i l conduit à une réduction de 71.48% de la MO pour
3mg/l. Mais la bentonite améliore le rendement d’élimination de la mat ièr e
organique jusqu'à 76.19% pour une dose de 3.5mg/ l , au-delà de cett e valeur une
désorpt ion se produit et permet d’obtenir un pH in fér ieur à la norme de
potab ilisation, c’est donc ce coagulant qui est ret enu pour le trait ement.
VII.3 Influence de la préchloration sur la coagulation floculation Dans la plupart des stations de potab ilisation, la coagulation- floculation est
précédée par une préchloration, dont le rôle est de détruire l’ammoniaque NH4+de
l’eau, prévenir la format ion des algues dans les ouvrages et effectuer une
première désinfection. La dose de chlore à uti liser est déterminée par l’évaluation
du break- point de l’ eau brut e.
Nous nous sommes donc intéressé à t ester l’influence de la préchlrat ion sur
l’é limination de la turbidité et la matière organique par coagulation-f loculation.
VII.3 .1 Protocole expérimental
Avant de procéder à l’essai de coagulation-f loculation des eaux brut e et
préchlorée, il faut d’abord dét erminer la dose de chlore à introduire.
La demande en chlore est déterminée en fixant le t emps de contact. Le chlore
consommé est alors déduit de la différence chlore introduit et chlore résiduel. Le
dosage du chlore résiduel étant suivi par la mét hode de comparaison avec des
éprouvett es, disques colorés, comparat eur en lumière du jour et des réacti fs
-0,2
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
1,4
1,6
1,8
2
0 5 10 15 20
Chlore introduit(mg/l)
chlo
re re
sidu
el(m
g/l)
présentés en comprimés DPD(diéthyl-p-phénylènediamine) permetta nt de doser
sur la même eau le chlore sous ses différentes formes (tota l, l ibre, combiné).
VII.3 .2 Résultat et discussion
La t eneur en NH4+ de l’ eau brut e es t de 1.198mg/l, nécessitant ains i une
préchloration [58]. Les résultat s de l’es sai de break- point, illustrés sur la
figureVII.5, montr ent que la dose de chlore nécessa ire à l’obtention du break
point est de 12 mg/ l. Ce point correspond à la dose de chlore pour laquel le il ne
subsist e plus de chloramines résiduelles dans l 'eau. L’eau préchlorée est ensuite
floculée.
Après une heure de contact
Après deux heures de contact
Point rupture(12, 0.4)
Figure VII .5 : Courbes de break- point de l’eau brut e de la st ation de S kikda
Les tab leaux ci-dessous rep résentent les résultat s des essais de coagulation-
floculation après et sans préchloration
Tableau VII.5 : Résultats de jar-test après préchlorat ion et en fonct ion des doses
de sulfat e d’alumine (SA).
Dose SAmg/l
pH TurbiditéNTU
Conductivi té (µs/cm)
M.Omg O2 / l
Eau brute 7.80 77 569 13. 4340 7.56 4.15 582 9.4850 7.49 3.61 588 9.085
Tableau VII.6 : Résultats des essa is de coagulat ion floculation sans
préchloration et en fonction des doses de sulfat e d’alumine.
La comparaison des résulta ts des essais avec et sans préchlorat ion
(tableaux VII.5 et VII.6) montre que la préchlorat ion favor ise une meilleure
élimination de la turbid ité mais elle peut limit er l’abattement de la mat ière
organique à cause de la formation de composés organochlorés diffic ilement
éliminés par la coagulation floculat ion [59, 57]. Ceci s’expl ique probablement par
le fa it que l’oxydation des composés organiques initia lement existants dans l’eau
par le chlore aboutit en réalité à la format ion d’autr es composés organiques très
nuisibles pour la santé et dont les risques toxicologiques sont encore mal connus,
tels que les t riha lométhanes et le chloroforme dont les normes recommandées par
l’OMS sont respect ivement de 50 µg/l et 30µg/l. Par ailleurs, le rendement
d’él imination de la turb idité s’améliore puisqu’une fract ion des colloïdes
correspondant aux bactér ies est déstabilisée par inactivation de ces micro-
organismes [2, 57, 60].
60 7.41 1.69 590 8.29570 7.31 1.58 595 7.9090 7.22 2.53 596 9.08
Dose SAmg/l
pH Turbidité(NTU)
Conductivité(µs/cm)
M.Omg O2/l
Eau brute 7.80 77 569 13.4340 7.63 4.74 580 9.08550 7.60 4.28 573 7.9060 6.55 2.58 580 7.1170 7.45 2.21 580 7.50590 7.40 3.79 579 9.48
VII.4 Conclusion
Suite aux différents po ints soulevés et discutés au cours de ce chapitre, i l
ressort que l’étude de l’ influence des traitements paral lèles à la coagulation-
floculation s’ avère très importante pour juger de l’eff icacité de l’abattement de la
turbidité et la matière organique.
L’ injection d’adjuvants avec le sulfate d’alumine est nécessaire pour le
traitement des eaux très chargées en matière organique.
L’utilisation des adjuvants de propriétés argileuses, comme la bentonit e pour
l’amél ioration de la qualité des eaux destinées à la consommation humaine, nous
semble êtr e une so lution intéressante pour remplacer le charbon acti f.
Par ailleurs , l’étape de la préchloration souvent mise en uvre dans les
stations de potabilisation devient systématiquement condamnable, lorsqu’il s’ agit
de la coagulation d’une eau très chargée en MO à cause de la format ion de
composés organohalogénés difficilement éliminés par coagulation-floculation vu
leur po ids moléculair e relat ivement faible.
CHAPTRE VIII
EFFET DU MELANGE
COAGULANT/ARGILE DANS LA
CLARIFICATION DES EAUX DE
SURFACE
VIII.1 Introduction
Les argiles sont très employées dans différents domaines depuis l’antiq uité.
Leurs applications dans le trait ement des eaux sont récent es surtout comme
adsorbant et adjuvant de floculat ion. Etant donné l’abondance de ce matér iau dans
notr e pays, des économies considérables pourraient êtr e réalisées.
L’object if de cet t e étude est de clarifi e r les eaux de surface par un t rait ement
phys ico-chimique qui uti lise le processus de coagulation-floculation en essayant
de réduire le coagulant employé fréquemment dans ce processus par l’argil e
naturel le.
VIII.2 Protocole expérimenta lMettre dans des béchers identiques de capacité 0.5 litre de l’eau brute, des
doses croissantes de mélange sulfate d’alumine/argile naturelle a fin de retr ouver
l’opt imum correspondant à une clarification maximale selon le protocole
expér imental du JAR-TEST
Tableau VIII.1: Mesure du pH de la solution mère
% Sulfatealumine
100 90 80 70 60 50 40 00Solut ionmère :SA+Bent(10mg/l) %B entoni te 00 10 20 30 40 50 60 100pH 3.77 3.84 3.85 3.88 3.94 3.99 4.02 9.33
Des tra vaux précédents [61,62] ont montré qu’au conduct ions acides (pH <4),
les ions Al 3+ ne s’adsorbent pas (ou ne sont pas éliminés) sur la bentonit e, ce
phénomène peut s’expliq uer par le nombre de sites d’adsorpt ion chargés
positivement qui augmente et le nombre de site chargé négativement qu i diminue.
Les ions H+ sont en compétit ion avec les cations métalliq ues Al+ pour les sites
d’échanges à bas pH. Les cations hydroxylés (Al(OH)2 +), formés par hydrolyse,
ont des liaisons plus fortes que les cations métalliques lib res. En condition acide,
le méta l rest e sous forme de cat ion libre et le pourcentage d’adsorption par la
bentonite est très fa ible.
VIII.3 Etude comparative entre la bentonite et sulfate d’a lumine sur
la coagulation-floculationVIII.3 .1 Résultats et discussion
Tableau VIII.2 : Evolution des paramètres en fonct ion de la dose de sulfat e
d’aluminium et la bentonit e.
Paramètres de quali té de l eauDates de
prélèvements
Dose de
coagulant (mg/l) pH T
(°C)
Cond
(µs/cm)
TH
(°F)
TAC
(°F)
TUR
(NTU)
Oxy.KMnO4
(mg O2/l)
Eau brute 8.12 14.5 540 22 13 125 15.8
90 8.30 16.4 542 21 12.8 23.81 7.9
140 8.45 16.5 544 20 13 16.51 7.78
180 8.46 16.8 544 21 13 11.14 7.50
200 8.48 16.6 546 21 12.8 9.80 7.9
ben
toni
te
210 8.49 16.6 547 21 13 9.90 8.29
30 7.47 17 542 22 12.5 8.85 9.48
40 7.41 16.8 549 21 12.2 7.71 7.13
60 7.34 17 550 21.5 12 3.3 6.55
70 7.18 17.5 550 21 12 2.98 6.13
07/0
4/20
07
sulf
ate
d’al
umin
e
90 7.16 17.1 555 21 11.5 3.35 6.34
Eau brute 8.09 20.2 554 21.4 14 12.64 13.82
70 8.13 21.2 552 21.4 13.5 5 .58 7.5
100 8.18 20.5 554 21.4 13.5 4.99 7.32
130 8.21 19.8 554 21.4 13.6 4.61 6.92
150 8.25 19.8 555 21.4 13.5 3.73 6.53
bent
onit
e
180 8.27 19.3 555 21.4 13.5 4.78 7.11
20 7.84 22.4 556 21.4 13 5.49 11.45
30 7.73 21.6 564 21.2 12.8 4.43 8.5
16/0
4/20
07
sulf
ate
d’al
umin
e
40 7.64 22 564 21.4 12.5 2.15 6.92
7
7,5
8
8,5
9
0 50 100 150 200 250
Concentration(mg/l)
pH
7,2
7,4
7,6
7,8
8
8,2
8,4
0 50 100 150 200Concentration(mg/l)
pH
0
5
10
15
20
25
30
0 100 200 300Concentration(mg/l)
Turb
idité
(NTU
)
0
1
2
3
4
5
6
0 50 100 150 200 250Concentration(mg/l)
Turb
idité
(NTU
)
0
2
4
6
8
10
0 100 200 300
Concentration(mg/l)
MO
(mgO
/l)
0
2
4
6
8
10
12
14
0 50 100 150 200 250Concentration(mg/l)
MO
(mgO
/l)
Dates de prélèvements
03/04/2007 (pH : 8.12, TUR : 125NTU,
Oxy.KMnO4:15.8mg O2/l)
16/04/2007 (pH : 8.09, TUR : 12.64NTU,
Oxy.KMnO4:13.82mg O2/l)
SABentonite
SA
Bentonite
SABentonite
SA Bentonite
SA Bentonite
SA Bentonite
50 7.53 23 566 21.2 12.5 2.70 6.15
70 7.40 23.2 571 21.2 12.4 3.1 6.53
Figure VIII.1 Evolut ion des paramètres en fonct ion de la dose de su lfat e
d’aluminium et la bentonit e.
D’après les résultat obt enus, on observe que le pH augmente avec
l’augmentat ion de la dose de la bentonit e par contre il diminue pour le sulfate
d’aluminium.
Les résultats de Jar-t est (figureVIII.1) montrent que la clarification des eaux avec
la bentonite seule es t faible a lors que pour le sulfat e d’a luminium seul, i l est très
efficace.
La comparais on entre les deux prélèvements nous montre que, la bentonit e
donne une élimination importante de la t urbidité et la matière organique pour les
moindres turbidités, mais pour les t urbid ités élevées ne donne pas de résultat s
remarquables.
VIII.4 L’influence du mélange Sulfate d’alumine/Bentonite sur la
coagulation–floculation Les résultats précédents mont rent deux ext rêmes ; l’emploi de la bentonit e
seule n’a pas d’efficacité significative alors que pour le coagulant s eul, i l est très
efficace mais les quantités uti lisées et le coût restent importants. La solution
médiane est donc de mélanger le coagulant avec l’argile.
VIII.4 .1 Résultats et discussion
Tableau VIII .3 : Evolution des paramètr es de potab ilisation en fonct ion de la
dose du mélange sulfat e d’a luminium/bentonit e (dat e de prélèvement :
23/4/2007).
SA : Sulfate d’alumine
Bent : bentonite
Paramètres de quali té de l eau% dumélange(SA+Ben)
Dose dumélange pH T
(°C)
Cond
(µs/cm)
TH
(°F)
TAC
(°F)
TUR
(NTU)
Oxy.KMnO4
(mg O2/l)
%eliminationde la TUR
%eliminationde la MO
Eaubrute
7.84 19 598 22 14 150 13.82 00 00
50 7.31 19.5 600 22 11.5 5.85 10.27 96.1 25.6860 7.20 20 601 22 11.4 4.46 9.48 97.02 31.4070 7.13 20 602 22 11 4.10 7.11 97.26 48.5580 7.06 20.1 602 22 10.6 3.84 6.89 97.44 50.14
100% SA
90 6.98 20.5 603 22 10.5 4.68 7.11 96.88 48.550 7.44 20 600 22 11.6 8.85 7.5 94.1 45.7360 7.40 20.3 602 22 11.5 5.58 6.11 96.28 55.7870 7.34 20.1 602 22 11.2 4.35 4.34 97.1 68.5980 7.21 21 607 22 11 3.16 4.34 97.89 68.59
90% SA+
10% Bent90 7.11 20.8 606 22 10.8 3.18 4.74 97.88 65.7050 7.46 20.3 599 22 11.8 7.42 7.11 95.05 48.5560 7.41 20.2 601 22 11.5 5.10 5.13 96.6 62.8770 7.40 20.1 602 22 11.2 3.29 3.95 97.80 71.4180 7.34 21.5 605 22 11.2 3.34 4.34 97.77 68.59
80% SA+
20% Bent90 7.29 21 611 22 11 3.43 4.74 97.71 65.7050 7.47 21.2 599 22 11.8 7.11 5.92 95.26 57.1660 7.44 20.4 604 22 11.6 5.02 4.74 96.65 65.7070 7.42 20.1 602 22 11.4 3.39 3.34 97.74 75.8380 7.38 21.5 605 22 11.2 3.44 3.95 97.70 71.41
70% SA+
30% Bent90 7.33 21.4 606 22 11.2 4.43 4.74 97.04 65.7050 7.52 20.4 599 22 12 6.95 4.74 95.36 65.7060 7.49 21.3 604 22 11.8 4.34 3.59 97.10 74.0270 7.44 20.7 604 21 11.5 3.55 3.95 97.63 71.4180 7.39 21.8 605 22 11.2 3.60 4.34 97.6 68.59
60% SA+
40% Bent90 7.34 21.4 606 22 11 3.66 5.13 97.56 62.8750 7.63 21 600 22 12 7.38 5.53 95.08 59.9860 7.58 21.3 602 21 11.8 6.59 3.55 95.60 74.3170 7.56 21.7 604 22 11.5 4.93 3.95 96.71 71.4180 7.62 21.5 605 22 11.5 5.22 3.95 96.52 71.41
50% SA+
50% Bent90 7.68 21.4 605 21 11.2 5.43 4.34 96.38 68.5950 7.73 21.2 600 21 12.2 8.37 6.59 94.42 52.31
40% SA 60 7.76 21.5 603 22 11.8 7.81 5.92 94.79 57.16
93,5
94
94,5
95
95,5
96
96,5
97
97,5
98
98,5
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
concentration(mg/l)
% é
limin
atio
n de
la tu
rbid
ité
70 7.80 21.7 604 22 11.5 6.96 5.53 95.36 59.9880 7.85 21.5 602 21 11.5 7.32 6.59 95.12 52.31
+60% Bent
90 7.88 21.7 603 21 11.6 7.83 7.11 94.78 48.55
100% SA (1)
90% SA+10%Bentonite (2)
80% SA+20%Bentonite (3)
70% SA+30%Bentonite (4)
60% SA+40%Bentonite (5)
50% SA+50%Bentonite (6)
40% SA+60%Bentonite (7)
Figure VIII.2 Influence de la dose du mélange (sulfate d’alumine/bentonit e) sur
l’é limination de la turbidité.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Concentration(mg/l)
% é
limin
atio
n de
la M
O
100% SA (a)
90% SA+10%Bentonite (b)
80% SA+20%Bentonite (c)
70% SA+30%Bentonite (d)
60% SA+40%Bentonite (e)
50% SA+50%Bentonite (f)
40% SA+60%Bentonite (g)
FigureVIII.3 Influence de la dose du mélange sulfate d’a lumine/bentonit e sur
l’é limination de la matièr e organique.
D’après les résultat s obtenus (tableau VIII.3 et les f igure VIII.2 et VIII.3),
nous consta tons que la clarification avec le couplage coagulant/argile est très
efficace, quel que soit l’abattement de la tu rbidité ou la matière organique.
Pour l’emploi le mélange sulfat e d’alumine/bentonit e, le pH à la clarif icat ion est
neutre ; ce qu i ne demandera it pas une neutra lisation quantitative avec la chaux
comme pour le cas de coagulant s eul.
Pour l’emploi de sulfat e d’alumine seul le rendement d’éliminat ion de la t urb idité
est 97.44% pour une dose 80mg/l. par contre l’uti lisat ion du mélange amél iore le
rendement d’é limination et réduit la quantité en su lfat e d’alumine d’environ 40%.
Pour la dose optimale 80mg/l de mélange (90%/10%) coagulant/argile, le
rendement d’é limination s’ améliore 97.89% (courbe 2).
D’après les courbes 3,4 et 5, on remarque que les mélanges 80%/20%, 70%/30%
et 60%/40% réalisent une élimination maximale de la t urbidité 97.80%, 97.74% et
97.63 % respectivement pour une dose 70mg/l de mélange. Mais le rendement
d’élimination de la t urbidité diminue avec l’augmentation de la dose de la
bentonite à partir d’un pourcentage supérieur à 40% dans le mélange (courbe 6 et
7).
D’après la figure VIII.3, on constat e en général une augmentation importante
de l’éliminat ion de la mat ière organique avec l’util isation du mélange sulfat e
d’aluminium /argile (MO< 5mgO 2/ l) . Par contre l’util isation de su lfat e d’alumine
seul reste insuff isant (MO>5mgO 2/ l) , le rendement d’élimination est de 50.14%
pour une dose de 80mg/ l (courbe a).
D’après les courbes b, c, d, e, f et g, on remarque que le rendement
d’él imination de matière organique augmente avec l’augmentat ion de la dose de la
bentonit e. Mais à part ir d’un pourcentage supérieur à 40 % de la bentonit e dans le
mélange, on observe l’élimination diminue et le pH de la clar ification augmente.
Pour la dose 70mg/ l le rendement d’él imin ation de la matière organique pour les
mélanges 90%/10%, 80 %/20%, 70%/30%, 60%/40% sont 68.59%, 71.41%,
75.83%,71.41% respectivement. Après cett e dose il se pr oduit l’effet inverse de
coagulant/ argile (décoagulat ion).
L’abat tement de la matière organique peut s’exp liquer par l’adsorption
simultanée sur les flocs d’hydroxyde d’alumin ium et sur la bentonite.
L’augmentation de la dose de la bentonit e occasionne des pH supérieur à pH
optimal de la coagulation floculation, ce qui diminue l’eff icacité de la
coagulation/floculation par le sulfat e d’a lumine et auss i l imite l’adsorption sur la
bentonite par un phénomène de masquage des sit es d’adsorpt ion par le su lfat e
d’alumine [57,63].
VIII.5 Conclusion Au cours de ce chapit re, l’object if éta it d’apprécier l’ influence de la
bentonite dans la clarification des eaux de surface de la station de potabilisation
Hamadi-Kroma par le processus de coagula tion-f loculation en essayant de réduire
ou de remplacer le coagulant utilis é fréquemment (sulfat e d’aluminium) dans le
traitement des eaux par de la l’arg ile naturelle (bentonite).
Préalablement, des ess ais d’optimisation de la coagulation-f loculation selon le
protocole expérimental du Jar-Test sont réa lisés.
Les premiers essa is de clarif ication montr ent que l’ emploi de la bentonit e
seule comme coagulant ne donne pas de valeurs remarquables alors que pour le
sulfate d’alumine, il est très eff icace. Pour une dose 80mg/l de sulfate d’a lumine
le rendement d’élimination de la turbidité est de 97.44% et celui pour la MO est
de 50.14 %.
Des essais de réduct ion de la dose de ce coagulant est effectuée avec la
bentonit e naturelle. Les résultats obt enus sont intéressants . Car i ls conduisent à
l’é limination de la turbidité, de la matière organique et neutralise le pH de la
clar if icat ion.
L’utilisation du coup lage sul fate d’alumine/bentonite réduit la quantité en sul fat e
d’alumine d’environ 40% et améliore le rendement d’élimination par rapport à
l’emplo i de sulfat e d’a lumine seul.
En fin une étude t echnico-économique est nécessaire pour va lider l’une ou l’autr e
uti lisat ion de la bentonite dans la clarif icat ion des eaux de consommat ion
humaine de la station de potabilisat ion "Hamadi- Kroma".
CONCLUSION GENERALE
Conclusion générale
Notre trava il a pour objectif l’amélioration de la qualité des eaux nat urelles
dest inées à la consommation humaine au niveau de la station de potabi lisation
Hamadi-Krouma par une phase d’optimisation de la clarif ication.
Dans ce travail nous avons étudié plus particulièr ement l’é limination de la
turbidité et la matière organique qui représentent un problème pr incipal de la
station. Afin de cerner au mieux la problématique du thème choisi, l’élaborat ion
d’une synthèse bibliographique a été nécessaire.
La première part ie du mémoire a donc cons isté en un état des connaissances
sur les dif férents critères de qualité de potabilisation, procédés de trait ement des
eaux de surface en part iculier le procédé de coagulat ion-floculation et enf in, la
description et le fonctionnement de la station de potab ilisation de Hamadi-
Krouma
La seconde parti e de notre trava il a été consacrée à la présentation des
résultats d’essais expérimentaux que nous avons réalisé dans le cadre de cett e
étude. S tructurés en plus ieurs chapitres, cett e ét ude expérimentale a permis la
description déta illée des réactifs uti lisés a insi que des protocoles expérimentaux
suivis en cours des essais. Ces essais ont été réalisés sur différents prélèvements
de l’eau au niveau de la st ation H.Krouma.
Dans un pr emier temps, nous nous sommes intéressés à dét erminer les
caract érist iques phys ico- chimique des eaux d‘appoint de la st ation de tra it ement
des eaux H.Krouma.
Les résultats ont révélé que la qual ité des eaux potables de la station de
traitement de la ville de SKIKDA demeure médiocre pour certains paramètres
(turbidité et mat ière organique), moyen pour d’autres, malgré les différentes
étapes de trait ement util isé dans la station. Pour celà, cett e eau nécessite encor e
des trait ements complémenta ires en plus d’une optimisation de la phase de
coagulation- floculation, qui condit ionne les résultats des phases de décantat ion
et de fil t rat ion.
Les résultats des essa is de coagulat ion –f loculation selon le protocole de JAR-
TEST avec les mêmes condit ions effectuées en station apportés au cours de cett e
étape font ressort ir les conclusions suivantes :
F La coagulation-f loculation avec une dose optimale du sulfate d’a lumine
comme coagulant conduit à une él imination de la t urbidité et la matière organique
meilleure que celle obt enue pour l’eau tra ité dans la station. Ceci s’ explique par
l’absence de l’optimisat ion et de la dose du coagulant.
F La dose optimale de coagulant varie s elon la qual ité de l’ eau brut e et la
dose augmente avec l’augmentation de la t urbidité.
F Le pH et l’a lca lin ité diminuent avec l’augmentation de la dose du sulfat e
d’alumine par contr e la conduct ivité augmente.
F La coagulation-floculat ion avec le sulfate d’alumine seul reste une so lution
insuffisante pour l’élimination de la mat ière organique.
Dans un second t emps, nous avons ut ilis é certains adjuvants et étudié de
l’inf luence d‘une préchloration sur le traitement.Les conclus ions suivantes
peuvent être t irées :
F L’influence des adjuvants (chaux, CAP et la bentonite) sur la coagulation-
floculation s’ avère très importante pour juger de l’eff icacité de l’abattement de la
turbidité et la matière organique.
F L’in jection d’adjuvants avec le sulfat e d’alumine est nécessaire pour l e
traitement des eaux très chargées en matière organique ; le rendement
d’élimination est de 40.02% pour le sulfate d’alumine seul, mais l’ util isation
d’adjuvants en parallè le avec le coagulant améliore le rendement d’él iminat ion.
Les rendements d’é limination att eignent 71.48% avec une dose optimal 3mg/l
pour le charbon actif poudre, 73 .83% avec une dose optimale de 3.5 mg/l pour la
chaux et 76.19% avec une dose opt imale de 3.5mg/l pour la bentonite.
F L’utilisa tion de la bentonit e pour l’amélioration de la qual ité des eaux
potab les, nous semble êt re une solution intéress ante pour remplacer le charbon
actif et la chaux.
F La préchloration entraîne une augmentation de l’élimination de turbidité
mais elle diminue l’élimination de la matière organique. Ceci a été expl iqué par
la formation des composés organohalogénés difficilement éliminés par
coagulation- floculation vu leurs poids moléculaires relativement faib les.
Enf in, il s’agit de comparer l’ eff icacité de p lusieurs coagulants (sulfate
d’alumine et bentonite) sur les paramètres de potabilisation et d’étudier l’ impact
du couplage sulfate d’alumine/argile sur l’efficacité de la coagulation-floculat ion
dans le but d’améliorer la clar if icat ion et réduire ou remplacer le coagulant.
F Les résultats expérimentaux montr ent que la clar ification des eaux avec les
argiles seules est faible ; avec le coagulant seul, elle est très efficace mais les
quantités util isées et le coût rest ent importants .
F L’utilisat ion du coup lage sulfat e d’alumine/bentonit e réduit la quant ité en
sulfate d’alumine d’environ 40% et amél iore le rendement d’é limination (turbidité
et mat ières organiques) par rapport à l’ emploi du sulfate d’alumine seul.
F Pour l’emploi le mélange sulfat e d’alumine/bentonit e, le pH à la
clar if icat ion est neutr e ; ce qui ne demanderait pas une neutralisation quantitat ive
avec la chaux comme pour le cas du coagulant seul.
En résumé, l’util isation des propr iétés argileuses comme la bentonit e pour
l’amél ioration de la qualité des eaux destinées à la consommation humaine, nous
semble êt re une solution intéressante pour réduir e la quantité de coagulant ou
remplacer les adjuvants uti l isés fréquemment dans la station de potabilisation.
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Résumé
L’eau destinée à la consommat ion humaine peu t contenir des substances
polluantes, c’est pourquoi, elle a besoin d’être traitée.
Dans ce travail, nous nous sommes intéressés plus particu lièrement à
l’é limination des d ifférents micropolluants te ls que : la turb idité et la mat ière
organiqu e des eaux de la s tat ion de tra itement Hamadi-Krouma de SKIKDA. A
fin d’améliorer la qualité des eaux de la station, nous avons utilisé, d’une part, le sulfate
d’aluminium et la bentonite comme coagulants et d’autre part, le charbon actif et la chaux
comme adjuvants. Les résultats obtenus montrent que:
- La meilleure clar ification est ob tenue avec le sulfate d’aluminium
comme coagulant.
- Le tra itement parallèle réduit considérablement la mat ière o rganique.
- L’utilisat ion du couplage sulfate d ’alumine/bentonite condu it à une
meilleu re éliminat ion de la tu rbid ité et la mat ière organique.
Mots-clés: Coagulation-flocculation, Clarification, Turbidité, Sulfate d’aluminium,
Bentonite
Abstract
The water intended for human consumption can contain polluting substances, this is why,
it needs to be treated.
In this work, we were interested more particularly in elimination of differents micropolluants
such as: The turbidity and organic matter of water of the station of Hamadi-Krouma treatment
of SKIKDA. With end to improve water quality of the station, we used, on the one hand, the
alumina sulphate and the bentonite like coagulants and on the other hand, the activated carbon
and lime like additives. The results obtained show that:
- Best the clarification is obtained with alumina sulphate like coagulant.
- Parallel treatment reduced considerably the organic matter.
- The use of the coupling sulphates alumina/bentonite led to a better elimination of
turbidity and the organic matter.
Key words: Coagulation-flocculation, Clarification, Turbidity, alumina Sulphate, Bentonite.
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