ELIMINATION DE LA MATIERE ORGANIQUE DANS LES CONCENTRATS MEMBRANAIRES

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1 ² ELIMINATION DE LA MATIERE ORGANIQUE DANS LES CONCENTRATS MEMBRANAIRES Réf : ANJOU RECHERCHE Chemin de la Digue BP MAISONS-LAFFITTE Cedex Tél : Fax :

2 ELIMINATION DE LA MATIERE ORGANIQUE DANS LES CONCENTRATS MEMBRANAIRES Rédacteur(s) : Client(s) : Daines Catherine AESN Bozkaya Bengü Equipe de projet : Demandeur(s) : Schrotter Jean-Christophe AESN Daines Catherine Bozkaya Bengü

3 RÉSUMÉ Dans le but de protéger les ressources naturelles en eau potable, nous avons consacré cette étude au traitement du concentrat membranaire issu d un procédé de traitement de l eau, la nanofiltration. Nous avons étudié en particulier l élimination des pesticides et de la matière organique présents dans le concentrat membranaire. En vue de cet objectif, nous avons testé différents types de traitements. Certains pesticides sont très bien adsorbés sur le charbon actif, d autres sont éliminés par oxydation à l ozone. Nous avons testé plusieurs traitements d oxydation ou d adsorption puis de couplage simultané ou successif. Il s est avéré que le couplage ozone plus charbon actif en poudre est le traitement le plus efficace pour éliminer les pesticides et il permet de n utiliser qu un seul réacteur et de diminuer considérablement le temps de contact. Dans le cadre de l élimination de la matière organique présente dans les eaux naturelles, nous nous sommes intéressés plus en détails au couplage ozone plus charbon actif. En effet, nous avons fait varier différents paramètres qui pourraient avoir une influence sur un effet catalytique du charbon actif. Ce traitement permettrait d augmenter la quantité de radicaux hydroxyles et par conséquent, améliorer l oxydation de la matière organique. Cependant, l effet catalytique n était pas très significatif, ce qui nécessite alors des essais complémentaires. De plus, l ozone oxyde très peu la matière organique. Donc la majeure partie de la matière organique est éliminée par adsorption sur charbon actif en poudre. Mots clés : Pesticides, matière organique, adsorption, oxydation, charbon actif, ozone. ABSTRACT In order to protect natural drinking water resources, this study has been devoted to treatment of nanofiltration membrane concentrate coming from a drinking water production plant. Elimination of pesticides and organic matter has been studied in particular. To achieve this objective, we studied different processes. Some pesticides are easily adsorbed by activated carbon and the others are eliminated by oxidation by ozone. We observed that the coupling ozone and powdered activated carbon is the most effective treatment to eliminate pesticides with shorter contact times. Regarding the elimination of organic matter in natural surface waters, we further studied the coupling oxidation and adsorption process. We also varied parameters which could have an influence on the catalytic effect of the activated carbon. This treatment could increase hydroxyl radical quantity and hence improve organic matter oxidation. However, the observed catalytic effect was low and further experiments are required to improve catalytic activity of the carbon on ozone decomposition, Furthermore, ozone oxidation of the organic matter is low and the major part of organic matter is eliminated by adsorption onto powdered active carbon. Keywords : Pesticides, organic matter, adsorption, oxidation, activated carbon, ozone.

4 SOMMAIRE RESUME 3 LIST DES FIGURES 1 LIST DES TABLEAUX 3 INTRODUCTION 4 I. CONTEXTE 5 I.1. CONCENTRATS MEMBRANAIRES 5 I.2. Les differentes techniques membranaires 5 I.3. Caractéristiques du concentrat 6 II. REGLEMENTATION FRANCAISE ET EUROPEENNE 6 II.1. Législation des rejets 6 II.2. Législation des eaux de surfaces 8 III. ETAT DE L ART 9 III.1. Généralités 9 III.2. Les principaux pesticides 9 III.2.1. L atrazine et ses métabolites 10 III.2.2. Le bentazone 12 III.2.3. Le diuron 12 III.2.4. L isoproturon 13 III.2.5. L aminotriazole 13 III.2.6. L acétochlore 14 III.2.7. L aminomethylphosphonic acid (AMPA) 14 III.2.8. Le glyphosate 15 III.2.9. Le sulcotrione 15 III.3. MATIERE ORGANIQUE NATURELLE 16 III.3.1. PROBLEMATIQUE DE LA MON 16 III.3.2. Fractions de Matière Naturelle Organique et Caractérisation des Eléments constitutifs de la MON 17 III.3.3. Elimination de la Matière Organique Naturelle 19 IV. ADSOPTION DU CHARBON ACTIF 23 IV.1. Origine 23 IV.2. Le phénomene d adsorption 24 IV.3. les differentes sortes de charbons actifs 26

5 IV.3.1. Le charbon actif en poudre (CAP) 26 IV.3.2. Le charbon actif en grains (CAG) 26 V. OZONATION 27 V.1. Généralités 27 V.2. L oxydation par l ozone 28 V.2.1. La décomposition de l ozone 28 V.2.2. La réaction de la matière organique 29 V.3. L ozonation catalytique 30 V.3.1. Procédés d oxydation avancés (POAs) 30 V.3.2. Elimination de la Matière Naturelle Organique des Concentrats du Système Membranaire par Procédés d Oxydation Avancée 34 PARTIE II - METHODES ANALYTIQUES 39 I. MESURE DE LA MATIERE ORGANIQUE 40 I.1. Analyse des pesticides 40 I.2. analyse de la matiere organique 40 I.2.1. DCO : Demande Chimique en Oxygène 40 I.2.2. COT : Carbone Organique Total 40 I.2.3. UV : Spectrophotométrie à 254 nm 41 I.3. Dureté de l eau 41 I.4. analyse de l ozone 42 I.4.1. Spectrophotométrie à 600nm 42 I.4.2. Methode iodometrique 43 PARTIE III - RESULTATS 44 I. ADSORPTION SUR CHARBON ACTIF EN POUDRE 45 I.1.1. Comparaison de différents charbon actif en poudre 45 I.1.2. Cinétique d adsorption 46 II. COUPLAGE OZONE -CHARBON 47 II.1. Influence du ph 48 II.1.1. Ozonation seule 48 II.1.2. Adsorption seule 49 II.1.3. Couplage : Charbon plus ozone 49 II.1.4. Couplage : Ozone puis Charbon 50 II.1.5. Interprétation 50 II.2. Influence du temps de contact 51 II.2.1. Ozonation seule 51 II.2.2. Adsorption seule 52 II.2.3. Couplage : PICASORB 16 + ozone 52 II.2.4. Couplage : Ozone puis Picasorb16 53 II.2.5. Conclusion 53 II.3. L impact de l ozone sur cap 54

6 II.3.1. Ozonation suivie d une adsorption 54 II.3.2. Pré-ozonation suivie d adsorption plus ozone 55 II.3.3. Interprétation 56 II.4. Conclusion sur l etude du Picasorb16 56 ETUDE DE DIFFERENTS CAG 57 II.5. Adsorption 57 II.6. Couplage : CAG plus ozone 59 III. COUPLAGE DU PICACARB III.1. Influence du temps de contact 60 III.1.1. Adsorption 60 III.1.2. Interprétation 61 III.2. Influence du taux d ozone 61 III.2.1. Couplage : Picacarb1020 plus ozone 61 III.2.2. Interprétation 62 III.2.3. Influence de la décarbonatation 62 III.2.4. Interprétation 63 III.3. Conclusion sur l étude du Picacarb CONCLUSION 65 BIBLIOGRAPHIE 66

7 LIST DES FIGURES Figure 1. Schéma d une membrane de nanofiltration... 6 Figure 2. Molécule d atrazine Figure 3. Molécule de la DEA Figure 4. Molécule de la DIA Figure 5. Molécule de bentazone Figure 6. Molécule de diuron Figure 7. Molécule de l isoproturon Figure 8. Molécule de l aminotriazole Figure 9. Molécule de l acétochlore Figure 10. Molécule de l AMPA Figure 11. Molécule du glyphosate Figure 12. Molécule de sulcotrione Figure 13. Caractéristiques de la MON avant et après traitement (Adapté à partir de Owen, 1993) Figure 14.. Caractéristiques de la MON après traitement (Adapté à partir de Owen 1993) Figure 15. Les étapes de l adsorption Figure 16. Structure de résonnance de l ozone Figure 17. Publications relatives aux Techniques d Oxydation Avancée entre 1975 et Figure 18. Abattements en DCO de différents charbons actifs Figure 19. Abattements en COT de différents charbons actifs Figure 20. Cinetique d adsorption Figure 21. Multiflo Figure 22. Abattement de la DCO et du COT par ozonation avec du concentrat à ph 7.5 et 12. 6ppm O 3, tc=10min Figure 23. Abattement de la DCO et du COT par adsorption du Picasorb16, avec du concentrat à ph 7.5 et ppm Picasorb16, tc=10min Figure 24. Abattement de la DCO et du COT par couplage, Picasorb16 plus ozone, avec du concentrat à ph 7.5 et ppm Picasorb16, 6ppm O 3, tc=10min Figure 25. Abattement de la DCO et du COT par couplage, ozone puis Picasorb16, avec du concentrat à ph 7.5 et ppm Picasorb16, 6ppm O 3, tc=10min Figure 26. Comparaison des procédés Figure 27.L impact du temps de contact sur ozonation des la MO Figure 28. L impact du temps de contact sur l adsorption de la MO Figure 29. L impact du temps de contact sur l élimination de la MO par le couplage de procédés Figure 30. Cinetique de couplage CAP + O Figure 31 : Dégradation du Picasorb16 par l ozone. Pré-ozonation : 500ppm CAP plus 3ppm O 3, tc=30min. Adsorption : 500ppm CAP, tc=10min Figure 32 : Dégradation du Picasorb16 par l ozone. Pré-ozonation : 500ppm CAP plus 3ppm O 3, tc=30min. Puis 3ppm O 3, tc=30min. Adsorption : 500ppm CAP, tc=10min Figure 33 : Dégradation du Picasorb16 par l ozone. Pré-ozonation : 100ppm CAP plus 3ppm O 3, tc=60min. Ozonation : 100ppm CAP plus 6ppm O 3, tc=10min Figure 34 : Dégradation du Picasorb16 par l ozone. Pré-ozonation : 100ppm CAP plus 3ppm O 3, tc=60min. Ozonation :100ppm CAP plus 6ppm O 3, tc=10min Figure 35 : Dégradation du Picasorb16 par l ozone. Pré-ozonation : 100ppm CAP plus 30ppm O 3, tc=60min. Ozonation : 100ppm CAP plus 6ppm O 3, tc=10min Figure 36 : Abattement de la DCO et du COT par adsorption de différents CAG. 600ppm CAG, tc=10min. DCO de la matrice : 34mg/l O2, COT : 15mg/l Figure 37. Adsorption seul du Picacarb Figure 38. Adsorption seul de Picacarb Figure 39. Adsorption seul du Picacarb Figure 40. Comparaison des différents CAG en adsorption seul Figure 41 : Abattement de la DCO et du COT par couplage, CAG plus ozone, de différents CAG. 600ppm CAG, 6ppm O 3, tc=10min. DCO de la matrice : 30mg/l O2, COT : 14mg/l

8 Figure 42 : Abattement de la DCO, du COT et de l UV par adsorption, 2g/l Picacarb1020, tc=5, 10, 20min. DCO de la matrice : 15mg/l O2, COT : 5mg/l Figure 43 : Abattement de la DCO, du COT et de l UV par couplage, Picacarb1020 plus ozone, 600ppm CAG, tc=10min. Ozone : 6-30ppm Figure 44 : Abattement de la DCO et du COT par couplage, CAG plus ozone. 300ppm Picacarb1020, 6ppm O 3, tc=10min. Essais dans concentrat tel quel (ph 7.5) et décarbonaté à 50% (ph 9) Figure 45 : Abattement de la DCO et du COT par adsorption, 300ppm Picacarb1020, tc=10min. Essais dans concentrat tel quel (ph 7.5) et décarbonaté à 50%(pH 9)

9 LIST DES TABLEAUX Tableau 1. Seuils fixés par l arrêté du 02/02/98 7 Tableau 2. Seuils fixés par l arrêté du 16/09/97 pour l usine de Mery-sur-Oise. 7 Tableau 3. Seuils fixés par le décret du 03/06/94 8 Tableau 4. Seuils fixés par l arrêté du 20/12/01 8 Tableau 5. Pesticides Etudiés 9 Tableau 6. Caractéristiques de l atrazine 10 Tableau 7. Caractéristiques de la DEA 11 Tableau 8. Caractéristiques de la DIA 11 Tableau 9. Caractéristiques du bentazone 12 Tableau 10. Caractéristiques du diuron 12 Tableau 11. Caractéristiques de l isoproturon 13 Tableau 12. Caractéristiques de l aminotriazole 13 Tableau 13. Caractéristiques de l acétochlore 14 Tableau 14. Caractéristiques de l AMPA 14 Tableau 15. Caractéristiques du glyphosate 15 Tableau 16. Caractéristiques du sulcotrione 15 Tableau 17. Outils analytiques utilisés pour caractériser la MON 19 Tableau 18. Les caractéristiques de l ozone 28 Tableau 19. Domaines d application des POA 30 Tableau 20. POA évalués pour le traitement de l eau et des eaux usées (Parsons, 2004) 30 Tableau. 21 Avantages et inconvénients des POA [Suty, 2003]. 32 Tableau. 22 Applications des POA pour le traitement de l eau potable [Parsons, 2004]. 32 Tableau 23. Les techniques utilisées pour l analyse des pesticides. 40 Tableau 24. Tableau de conversion des unités de mesures de la dureté de l eau

10 INTRODUCTION Les installations de nanofiltration ou d osmose inverse sont de plus en plus utilisées pour la production d eau potable. En effet, elles sont particulièrement performantes, notamment pour l élimination des matières organiques ainsi que des micropolluants tels que les pesticides. En revanche, ces procédés produisent des rejets appelés concentrats. Ces concentrats, composés de toutes les substances dissoutes retenus par les membranes (matière organiques, micropolluants, sels), sont à l heure actuelle rejetés directement dans les eaux naturelles. Afin de répondre à la réglementation actuelle et à venir, il est intéressant d étudier des voies de traitement dans ces concentrats. Une première étude menée en 2007, a permis de tester et d optimiser différents traitements pour l élimination des pesticides dans les concentrats : - l adsorption sur charbon actif en poudre s est révélée être efficace, dès 30ppm et 10 mn de temps de contact pour les pesticides peu solubles dans l eau (atrazine et ses métabolites, diuron, isoproturon, bentazone), moins sur les pesticides solubles tels que glyphosate, AMPA, aminotriazole - l ozonation est efficace dès 6 ppm, temps de contact 5 mn, pour l oxydation de tous les pesticides exceptés l atrazine et ses sous-produits - le couplage ozone-cap effectuée en étapes successives ou de façon simultanée est efficace pour tous les pesticides Dans cette seconde partie d étude, nous nous sommes intéressés à l élimination de la matière organique dans les concentrats. Les procédés d adsorption, d oxydation ont pu être étudiés, ainsi que le couplage ozone charbon

11 I. CONTEXTE I.1. CONCENTRATS MEMBRANAIRES La filtration membranaire est utilisée depuis plusieurs dizaines d années dans le traitement de l eau pour en retirer les éléments indésirables. Il existe différentes techniques membranaires telles que l osmose inverse, la nanofiltration, l ultrafiltration et la microfiltration. Ces systèmes ont l avantage d utiliser peu de produits chimiques et engendrent un coût d exploitation relativement faible. La nanofiltration (NF) produit des rejets appelés concentrats. Ceux-ci sont composés principalement de matières organiques et de sels. Actuellement, ils sont rejetés directement dans le milieu naturel car ils ont relativement peu d impact sur l environnement. Cependant, afin de protéger les ressources naturelles en eau, il semble nécessaire de développer un procédé capable d éliminer les espèces indésirables des concentrats avant leur rejet dans le milieu naturel. I.2. LES DIFFERENTES TECHNIQUES MEMBRANAIRES Une membrane est une couche mince de matière qui permet, sous l action d une force motrice, de faire une séparation à l échelle microscopique. Elle laisse passer les composés de taille inférieure au diamètre de ses pores. Le pouvoir de séparation d une membrane dépend de sa structure poreuse, de la nature du matériau membranaire et des conditions opératoires. Il existe différentes techniques de filtration : La microfiltration (MF) L ultrafiltration (UF) La nanofiltration (NF) L osmose inverse (OI) Ces procédés se différencient principalement par la dimension des pores de la membrane et donc la taille des particules retenues. On choisie donc la technique membranaire en fonction de la qualité de l eau à traiter et des objectifs de traitements. La nanofiltration permet la séparation de composants de taille voisine du nanomètre. Elle retient fortement les sels ionisés tels que le calcium et le magnésium ainsi que des composés organiques non ionisés. Cette technique est souvent utilisée pour l adoucissement ainsi que pour la purification des eaux vis-à-vis de leurs polluants organiques tels que les pesticides

12 Alimentation P Concentrat Perméat Soluté (faible poids moléculaire) Soluté (haut poids moléculaire) Particule Figure 1. Schéma d une membrane de nanofiltration I.3. CARACTERISTIQUES DU CONCENTRAT Les concentrats membranaires sont composés des sels et matières organiques retenus par les membranes. Quelques éléments sont également rajoutés durant le prétraitement membranaire, tel que des sulfates pour l acidification ou/et des phosphonates amenés par l injection de séquestrant en amont des membranes[bozkaya et al., 2007]. Les concentrats générés par la nanofiltration sont fortement chargés en matières organiques et sels dissous. Ils ont aussi une teneur élevée en bicarbonates impliquant un ph supérieur à celui de l eau d alimentation, il est compris entre 7.5 et 8. II. REGLEMENTATION FRANCAISE ET EUROPEENNE Comme nous venons de le voir, les concentrats sont, pour la majeure partie, destinés à être rejetés dans le milieu naturel, notamment dans les eaux de surfaces. Ils sont donc concernés par la législation des rejets et celle des eaux de surfaces destinées à la potabilisation. II.1. LEGISLATION DES REJETS Tous rejets entrainent des flux polluants vers un cours d eau doit être immédiatement déclaré. Ils sont alors soumis à une réglementation. Les procédures sont fixées par le décret n daté du 29/03/93. Il n existe pas encore de législation spécifique pour le concentrat membranaire mais deux réglementations ont paru les concerner. L article 60 de l arrêté du 02/02/98 (Tableau 1) détermine les taux limites de flux journaliers pour un certain nombre de polluants dans les rejets. De plus l exploitant est tenu de réaliser des prélèvements en aval du point de rejet afin de s assurer qu il a été convenablement mélangé avec les eaux du cours d eau

13 Tableau 1. Seuils fixés par l arrêté du 02/02/98 Paramètre DCO MES DBO5 Phosphore total Aluminium Azote total Fer Manganèse Cuivre Nickel Plomb Zinc Seuil maximum en kg/j Un nouvel arrêté préfectoral a été rédigé lors de la mise en route de la filière de nanofiltration sur l usine de Méry-sur-Oise. Il est daté du 16/09/97(Tableau 2). Tableau 2. Seuils fixés par l arrêté du 16/09/97 pour l usine de Mery-sur-Oise. Paramètre Concentration instantanée (mg/l) Concentration moyenne pour 24 heures (mg /l) Flux maximum journalier (kg/j) MES DBO5 DCO NH4+ Phosphore total Aluminium Sulfates Phosphonates Polycarboxylates Détergents Ensuite, lorsque les concentrats sont rejetés à l égout et traités par les stations d épurations, ils sont soumis à la réglementation relative à l assainissement des eaux résiduaires urbaines. Il s agit du décret n daté du 03/06/94 (Tableau 3). Celui-ci fixe les objectifs de réduction des flux de substances polluantes

14 Tableau 3. Seuils fixés par le décret du 03/06/94 Paramètre Unité Seuil ph DBO5 DCO MES Azote total Phosphore total Plomb Nickel Fer + Aluminium Cuivre Manganèse Zinc - mg/l O2 mg/l O2 mg/l mg/l mg/l O2 mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l II.2. LEGISLATION DES EAUX DE SURFACES Le décret n daté du 20/12/01 (Tableau 4) fixe des seuils maximum pour un certain nombre de paramètres biologiques et physicochimiques. Cette législation prévoit un classement selon trois catégories (A1, A2, A3), en fonction de la qualité de l eau. Ces catégories dépendent de l importance des traitements nécessaires pour la rendre propre à la consommation. Tableau 4. Seuils fixés par l arrêté du 20/12/01 Paramètre Unité A1 A2 A3 ph Chlorures Sulfates Nitrates Ammoniaque Azote total Phosphore DBO5 DCO MES Pesticides totaux - mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l P 2 O 5 mg/l O 2 mg/l O 2 mg/l µg/l < < <

15 III. ETAT DE L ART III.1. GENERALITES L évolution de notre style de vie conduit à l amélioration de nos conditions de vie mais celles-ci se fait au détriment de l environnement. En effet, prenons l exemple du monde agricole qui veut améliorer ses rendements. Pour y parvenir, il utilise des produits phytosanitaires. Ces substances, à cause de leur grande stabilité, migrent en dehors des parcelles cultivées et se retrouvent dans les ressources d eau potable. Ces produits phytosanitaires sont en majorité des pesticides. L augmentation de l utilisation de pesticides entraine la détérioration des ressources en eau. La connaissance des effets nocifs de cette pollution n étant pas totale, le gouvernement a décidé d instaurer des normes. Afin de respecter ces normes de plus en plus strictes, les chercheurs élaborent des procédés de traitement de plus en plus efficaces. Ceux-ci font appel à des techniques telles que les membranes, l adsorption sur charbon actif et l oxydation. Les normes pour l eau de consommation humaine, fixent à 0.1µg/L la concentration pour chaque type de pesticides et 0.5µg/L leur concentration totale, dans de l eau de consommation humaine[roche et Prados, 1995]. La présence de produits phytosanitaires dans le milieu aquatique peut être ponctuelle (suite à un lessivage des cuves, un accident industriel ) ou permanent (pollution due à l infiltration, une décharge ) L effet de ces molécules sur l organisme humain est similaire à celui sur les animaux. Les conséquences toxiques sont visibles à long terme et non à court terme. Par exemple, on retrouve les conséquences d une pollution lors de la reproduction, problèmes de fécondité, de malformation Les effets cancérigènes n ont jamais été démontrés. Cependant, certains produits ont été classés dans le groupe IIb (fortement soupçonnés d être cancérigènes mais sans preuve pour l affirmer)[drouet, 2005]. III.2. LES PRINCIPAUX PESTICIDES Suite à l identification des principaux pesticides présents dans les concentrats, nous avons sélectionné les huit pesticides les plus couramment détectés dans les eaux de surfaces françaises[bozkaya et Daines, 2006]. Les pesticides sélectionnés sont classés dans le Tableau 5. Tableau 5. Pesticides Etudiés Triazines Acides Urées Substitués Triazoles Amides Autres Atrazine, Atrazine-2-hydroxy, DEA, DIA Bentazone Diuron, Isoproturon Aminotriazole Acétochlore Aminomethylphosphonic acid (AMPA), Glyphosate, Sulcotrione - 9 -

16 III.2.1. L atrazine et ses métabolites L atrazine est un produit phytosanitaire qui se retrouve dans toutes sortes de ressources. Sa présence est due à une utilisation massive dans l agriculture, mais aussi dans les collectivités locales, la SNCF etc. qui utilisent des désherbants totaux sur des surfaces souvent inertes. C est un herbicide de la famille des s-triazines. Lors du métabolisme cellulaire, l atrazine forme ses métabolites. Ses métabolites, la déséthylatrazine (DEA) et la désisopropylatrazine (DIA), sont formés dans le sol par dégradation photocatalytique et dans l étape de la filière de traitement de l eau potable. La DEA est le métabolite le plus présent dans l eau. III L atrazine L atrazine est représenté par la formule semi-développée ci-dessous : Figure 2. Molécule d atrazine Ci-dessous, quelques caractéristiques de l atrazine : Tableau 6. Caractéristiques de l atrazine Nom IUPAC Formule moléculaire 2-chloro-4-éthylamino-6-isopropylamino- 1,3,5-triazine C 8 H 14 ClN 5 Aspect Cristaux incolores Masse moléculaire g/mol Densité Solubilité à 20 C dans l eau 30 mg/l pka à 20 C 1.62 Stabilité Relativement stable en milieu neutre, faiblement acide ou basique

17 III La DEA La DEA s obtient majoritairement pendant la phase de dégradation de l atrazine. Ce métabolite est représenté par la formule semi-développée ci-dessous : Cl N N (CH ) CHNH 3 2 N NH 2 Figure 3. Molécule de la DEA Ci-dessous, quelques caractéristiques de la DEA: Tableau 7. Caractéristiques de la DEA Nom IUPAC 2-chloro-4-amino-6-isopropylamino-1,3,5- triazine Formule moléculaire C 6 H 10 ClN 5 Aspect Cristaux incolores Masse moléculaire Solubilité à 20 C dans l eau Stabilité g/mol 375 mg/l III La DIA La DIA peut provenir de la dégradation de l atrazine, mais aussi de la simazine qui est un composé majoritaire dans certaines régions. Elle est représentée par la formule semi-développée suivante : NHCH 2 CH 3 Figure 4. Molécule de la DIA Ci-dessous, quelques caractéristiques de la DIA: Tableau 8. Caractéristiques de la DIA Nom IUPAC 2-chloro-4-éthylamino-1,3,5-triazine Formule moléculaire C 5 H 8 ClN 5 Aspect Cristaux incolores Masse moléculaire g/mol

18 Solubilité à 20 C dans l eau Stabilité 208 mg/l III.2.2. Le bentazone Le bentazone est représenté par la formule semi-développée suivante : Figure 5. Molécule de bentazone Ci-dessous, quelques caractéristiques du bentazone: Tableau 9. Caractéristiques du bentazone Nom IUPAC Formule moléculaire Masse moléculaire Aspect Solubilité à 25 C dans l eau Stabilité 3-isopropyl-1H-2,1,3-benzothiadiazin-4(3H)- one-2,2-dioxide C 10 H 12 N 2 O 3 S g/mol Cristaux incolores 42 mg/l S hydrolyse facilement en milieu acide ou basique. Se décompose à la lumière UV. III.2.3. Le diuron Le diuron est représenté par la formule semi-développée suivante : Figure 6. Molécule de diuron Ci-dessous, quelques caractéristiques du diuron: Tableau 10. Caractéristiques du diuron Nom IUPAC Formule moléculaire Masse moléculaire Aspect Solubilité à 25 C dans l eau Stabilité 3-(3,4-dichlorophenyl)-1,1-dimethylurea C 9 H 10 Cl 2 N 2 O g/mol Cristaux incolores 42 mg/l Stable en milieu neutre à température ambiante. S hydrolyse facilement à

19 températures élevées ( C). S hydrolyse en milieu acide ou basique. III.2.4. L isoproturon L isoproturon est représenté par la formule semi-développée suivante : Figure 7. Molécule de l isoproturon Ci-dessous, quelques caractéristiques de l isoproturon: Tableau 11. Caractéristiques de l isoproturon Nom IUPAC Formule moléculaire Masse moléculaire Aspect Solubilité à 20 C dans l eau Stabilité 3-(4-isopropylphenyl)-1,1-dimethylurea C12H18N2O g/mol Cristaux incolores 70 mg/l Stable à la lumière, acide et basique. S hydrolyse facilement en milieu trés basique et à la chaleur. III.2.5. L aminotriazole L aminotriazole est représenté par la formule semi-développée suivante : Figure 8. Molécule de l aminotriazole Ci-dessous, quelques caractéristiques de l aminotriazole: Tableau 12. Caractéristiques de l aminotriazole Nom IUPAC Formule moléculaire Masse moléculaire Aspect 1H-1,2,4-triazole-3-ylamine C2H4N g/mol Cristaux incolores

20 Solubilité à 23 C dans l eau Stabilité 280 mg/l Stable en milieu acide, basique et neutre. III.2.6. L acétochlore L acétochlore est représenté par la formule semi-développée suivante : O CH 3 N Cl O CH 3 CH 3 Figure 9. Molécule de l acétochlore Ci-dessous, quelques caractéristiques de l acétochlore: Tableau 13. Caractéristiques de l acétochlore Nom IUPAC Formule moléculaire Masse moléculaire Aspect Solubilité à 25 C dans l eau 2-chloro-N-ethoxymethyl-6 -ethylacet-otoluidide C14H20ClNO g/mol Huile bleu-violette 223 mg/l Stabilité Stable pendant 2 ans à 20 C III.2.7. L aminomethylphosphonic acid (AMPA) L AMPA est représenté par la formule semi-développée suivante : Figure 10. Molécule de l AMPA Ci-dessous, quelques caractéristiques de l AMPA: Tableau 14. Caractéristiques de l AMPA Nom IUPAC Formule moléculaire Masse moléculaire aminométhylphosphonic acid CH6NO3P g/mol

21 Aspect Stabilité Poudre ou cristaux blanc Stable. Incompatible avec des agents très oxydants III.2.8. Le glyphosate Le glyphosate est représenté par la formule semi-développée suivante : Figure 11. Molécule du glyphosate Ci-dessous, quelques caractéristiques du glyphosate: Tableau 15. Caractéristiques du glyphosate Nom IUPAC Formule moléculaire Masse moléculaire Aspect Solubilité à 25 C dans l eau Stabilité N-(phosphonomethyl)glycine C3H8NO5P g/mol Cristaux incolores 12 mg/l Se décompose à la lumière. Stable à une température supérieure à 60 C. III.2.9. Le sulcotrione Le sulcotrione est représenté par la formule semi-développée suivante : Figure 12. Molécule de sulcotrione Ci-dessous, quelques caractéristiques du sulcotrione: Tableau 16. Caractéristiques du sulcotrione Nom IUPAC Formule moléculaire Masse moléculaire Aspect 3-(2-chloro-4-mesylbenzoyl)-cyclohexane- 1,3-dione C 14 H 13 ClO 5 S g/mol Particules solides beiges

22 Solubilité à 25 C dans l eau Stabilité 165 mg/l Stable dans l eau, avec ou sans exposition à la lumière. Thermostable jusqu à 80 C. III.3. MATIERE ORGANIQUE NATURELLE La matière organique naturelle (MON) présente dans les eaux de surface et dans les eaux souterraines est généralement constituée d un mélange de composés organiques provenant de la décomposition de matériaux d origine végétale, animale et microbienne présents dans le sol et dans l eau. La décomposition de ces substances produit différentes molécules organiques complexes qui vont des macromolécules aux composés à faible poids moléculaire présents à différentes concentrations et compositions. La composition de la MON présente dans les eaux de surface dépend fortement de la composition du sol et de la végétation entourant les flux et réservoirs ainsi que des caractéristiques des effluents industriels déversés. La teneur de la MON est également affectée par certaines variations saisonnières et par l activité agricole. Elle n a pas de structure ou de composition unique, ne peut être cristallisée et est extrêmement difficile à caractériser. Les paragraphes qui suivent fournissent des informations sur les fractions de matière naturelle organique et sur les méthodes de caractérisation existantes. III.3.1. PROBLEMATIQUE DE LA MON La matière naturelle organique est source de problèmes pour le secteur de la fourniture d eau dans la mesure où elle entraîne une coloration de l eau et un accroissement de la demande de désinfection. En particulier, la MON pose le problème de la formation d un biofilm dans le système de distribution et peut entraîner la formation de sous-produits chimiques issus de la désinfection et de la chloration. L efficacité du procédé de traitement des matières organiques dépend fortement de la nature des matières organiques présentes et de la qualité exigée pour l eau traitée. Différents procédés de traitement, tels que la coagulation chimique, l adsorption, l oxydation avancée et la filtration membranaire ont été évalués en tant que modes d élimination de la MON susceptibles de produire une eau potable en remédiant aux problèmes cités plus haut. La concentration de la MON a un impact significatif sur ces procédures de traitement dans la mesure où elle augmente les doses de coagulant requises, réduit l efficacité des procédés d adsorption et des systèmes de filtration membranaire du fait des biocides [Lee, 2005]. Les doses de coagulant et de désinfectant requises pour traiter l eau sont en général directement proportionnelles à la valeur en carbone organique dissous (COD) présent dans la MON. Ainsi, le fait de mesurer la fraction très hydrophobique (FTH) permettra de mieux déterminer la dose de coagulant à appliquer pour optimiser l élimination du COD. Toutefois, il existe des exceptions à cette règle et pour déterminer soigneusement l impact de la MON dans le traitement de l eau, une caractérisation plus approfondie est nécessaire. [Chow et al, 2004a]. De la même manière, des concentrations élevées en COD ont un impact sur l efficacité du carbone actif en poudre utilisé pour extraire certains contaminants problématiques, par

23 exemple certains micropolluants. Elles requièrent une dose de charbon actif plus importante. D une part, l efficacité du procédé d adsorption sur l élimination des micropolluants dans la production d eau potable est réduite de manière significative en raison de la concurrence entre les micropolluants organiques et la matière organique naturelle. D autre part, les carbones activés à surface activé élevée sont généralement composés de micropores, et peuvent donc être rapidement saturés / bloqués par la MON existante, de sorte qu ils ne pourront plus être disponibles pour les micropolluants. En outre, la saturation rapide du charbon actif du fait des concentrations en MON exigera une régénération ou un remplacement réguliers, ce qui entraînera une augmentation significative des coûts d exploitation du procédé. Par ailleurs, le problème des biocides membranaires est également très réel, et cette problématique engendre elle aussi régulièrement des surcoûts lies aux impératifs d entretien / de remplacement de la membrane indispensables pour maintenir l efficacité du système. Enfin et surtout, le rejet d effluents riches en MON dans les eaux de surface affecte à terme l équilibre de l environnement aquatique. Les modifications de l environnement aquatique ne seront pas abordées en détail dans le présent rapport. Toutefois, il est très important de comprendre que les directives applicables à la réutilisation et à la qualité de l eau potable se fondent sur la recherche scientifique et sont définies par les pays en fonction de leurs priorités nationales : dès lors, il est très important d appliquer rigoureusement les réglementations afin de garantir un développement durable et de préserver la nature. Afin de trouver la meilleure approche en matière de traitement de la MON et d obtenir un rendement optimal du traitement par extraction, il est nécessaire de bien connaître les caractéristiques de la MON et sa composition. Cette information est fournie dans la partie suivante. III.3.2. Fractions de Matière Naturelle Organique et Caractérisation des Eléments constitutifs de la MON Une classification simple des composants organiques aquatiques naturels n est pas aisée. Toutefois, une distinction peut être faite entre différentes classes de composants par des méthodes d isolation [Langlais, 1991]. La matière organique naturelle a un caractère hétérogène, et se compose de carbone dissous (COD), colloïdal (COC) et et de carbone organique sous forme particulaire (COP). Les fractions de COD sont généralement plus importantes que les fractions de COP. La détermination de la fraction de carbone organique particulaire se fait par filtration dans un filtre de 0,45 µm. Quant aux particules de dimension supérieure à 0,45 µm, elles peuvent généralement être classifiées en deux groupes, c est à dire substances non humiques et humiques. Les substances non humiques de ce groupe sont non solubles en milieu acide, c est-à-dire de ph<2 et le deviennent à des valeurs de ph plus élevées. Les substances humiques restent non solubles, quelles que soient les valeurs de ph [Jansen, 2005]. La fraction colloïdale est constituée de solides en suspension et se compose d organismes vivants, d exsudats cellulaires et de matières dégradées pouvant tous être associés à des phases minérales. La fraction COD répond à différentes dénominations telles que substances humiques, acides humiques et acides fulviques. Elle est généralement déterminée analytiquement en tant que carbone organique dissous

24 L information disponible quant à la caractérisation de la composition de la MON est assez limitée. La MON n a pas de structure moléculaire spécifique. Bien que différentes techniques analytiques aient été employées pour caractériser les structures moléculaires et les groupes fonctionnels de la MON, aucune structure ne saurait être complètement assimilée à une molécule de substance humique. On suggère que presque tous les types de groupes présents en chimie organique peuvent être identifiés dans la MON. L analyse des éléments suggère que le carbone (45-55%), l oxygène (39-43%) et l hydrogène (3.3-6%) sont présents en quantités importantes. La présence de l azote ( %) est relativement moins importante tandis que des traces de soufre et de phosphore peuvent également être détectées [Jansen, 2005]. Selon l étude C 13 -NMR de Westerhoff et al. (1999) visant à caractériser les échantillons de MON provenant de différentes origines, la teneur totale en carbone est en moyenne composée de groupes aliphatiques (49%), aromatiques (21%), carboxyliques (20%) et cétoniques (4.8%). De nombreux chercheurs ont tenté de caractériser la MON et proposé différentes structures de la substance humique. Bien que les structures suggérées aient des caractéristiques communes avec les propriétés observées de la MON, elles ne peuvent être représentatives des molécules réelles de MON. Toutefois, cette information pourrait être utile pour prédire les structures moléculaires et les groupes fonctionnels dans un échantillon de MON. Owen et al. (1993) suggèrent le protocole analytique suivant pour la caractérisation de la MON : MON «Bulk» et diverses fractions de MON En fonction de la taille; matière organique dissoute (MOD), colloïdale (MOC) ou particulaire (MOP) par utilisation d une filtration membranaire séquentielle Une caractérisation ultérieure de la MOD par fractionnement est également possible via le poids moléculaire apparent en utilisant l ultrafiltration et la chromatographie à perméation de gel et, selon le caractère humique et non humique, en utilisant la chromatographie d adsorption par isolation de la résine XAD-8. La caractérisation de la fraction humique requiert également que l on établisse la teneur en groupe fonctionnel acide (carboxylique et phénolique) par titration potentiométrique, la polarité relative par chromatographie liquide à haute pression en phase inversée et la capacité de liaison aluminium par extinction de fluorescence [Owen et al., 1993]. Owen et al. (1993) ont étudié six sources différentes et observent que les variations liées à la source de MON étaient significatives tandis que l impact des variations saisonnières était faible. En outre, la teneur humique était plus élevée dans l eau souterraine que dans les eaux de surface. Le Centre de Recherche Coopératif sur la Qualité et le Traitement de l Eau a réalisé une étude approfondie sur la MON dans le but de comprendre et de limiter l impact sur la qualité et les procédés de traitement de l eau en Australie. L étude a suggéré différents outils analytiques destinés à caractériser différents paramètres, comme il ressort du Tableau

25 Tableau 17. Outils analytiques utilisés pour caractériser la MON Paramètres Outils Analytiques Couleur Spectrophotométrie Visible Comparateurs Visuels Aromaticité (Absorbance UV) Spectrophotométrie UV Carbone Organique Total Carbone Organique Dissous (COD) Analyseur COD Carbone Organique Biodégradable (COBD) Carbone Organique Assimilable (COA) Recroissance bactérienne Potentiel de Recroissance Bactérienne (PRB) Distribution du Poids Moléculaire Chromatographie par exclusion de taille à haute performance (HPSEC) Hydrophobicité/Hydrophilicité Fractionnement Rapide (FR) Potentiel de Formation de Trihalométhane Chromatographie Gazeuse (CG) (PFTHM) Groupes Fonctionnels (Aliphatique, Aromatique, Contenant de Chromatographie Gazeuse Spectroscopie de Masse (CG-SM) Spectroscopie Infrarouges (FT-IR) l azote) Résonance Magnétique Nucléaire (RMN) III.3.3. Elimination de la Matière Organique Naturelle La chloration est la méthode la plus communément utilisée pour éliminer les contaminants organiques des eaux usées et potables. Toutefois, la chloration peut entraîner la formation de molécules organiques halogénées, connues sous l appellation de sous-produits de désinfection (SPD). Pour l essentiel, les règlementations existantes en matière de concentrations des MON portent sur les concentrations de sous-produits de désinfection et de leurs précurseurs [Gray, 2005; Roccaro, 2005]. Bien que la concentration en SPD soit généralement très faible, les SPD sont considérées comme carcinogènes, génotoxiques et mutagènes. On pense que l exposition à de faibles niveaux de SPD sur de longues périodes est nocive pour la santé humaine. Les molécules d acide humique et fulvique peuvent être éliminées intactes par des procédés comme la coagulation chimique, l adsorption de charbon actif et la nanofiltration. En outre, elles peuvent également être transformées en sous produits à plus faible poids moléculaire apparent par oxydation. De manière générale, la coagulation chimique et les procédés d adsorption seraient de bons candidates pour l élimination des substances à poids moléculaires apparent élevé et moyen (> 1000 Daltons) et pour celle des MON humiques hydrophobes. L ozonation est un procédé adéquat pour l élimination des acides fulviques hydrophiles à faible poids moléculaire. La MON humique restante a davantage de caractéristiques polaires

26 et de forte acidité. L étude de Owen et al. confirme ce phénomène, puisqu ils ont observé que l ozonation ne permet d obtenir que de faibles réductions du COD et transforme surtout la MON à poids moléculaire apparent élevé en MON à poids moléculaire apparent faible, comme prévu, et transforme la MON humique en MON non humique. Ils ont également observé qu après l ozonation, les échantillons ont une acidité et une polarité accrues, mais une capacité de liaison aluminium réduite, comme il ressort des Schémas 2 et 3. Figure 13. Caractéristiques de la MON avant et après traitement (Adapté à partir de Owen, 1993). Figure 14.. Caractéristiques de la MON après traitement (Adapté à partir de Owen 1993) S agissant de la capacité de liaison aluminium de la MON, ils suggèrent que la raison pourrait être soit des changements de conformations, soit des changements structurels. Ils ont également réalisé une étude pilote avec une colonne de charbon actif en grain vers le début de la courbe de rupture et au point médian de la courbe. La MON humique et à poids moléculaire apparent plus élevé a été de préférence éliminée par cette méthode et l élimination de la MON non humique et à poids moléculaire apparent plus faible a été faible

27 Par ailleurs, une combinaison de coagulation et de résines échangeuses ions a été également été étudiée par Humbert et al. (2007) pour l élimination de la MON dans une eau de surface à teneur élevée en COD (6 mg/l) afin de réduire le fouling des membranes UF. Ils ont observé que la combinaison de ces procédés améliorait de manière significative la perméabilité de la membrane UF tout en réduisant les doses de coagulant d un facteur de six, sans impact sur l élimination du COD et sur la filtrabilité de l eau produite [Humbert et al., 2007]. Heijman et al.(1999), ont testé différents adsorbants, c est à dire l oxyde de fer (DARCO), le charbon actif (ROW 0.8S) et la résine échangeuse ions (A860), en utilisant des systèmes de lots pour le COD et l élimination de couleur. Ils ont également réalisé des études d estimation des coûts pour chaque adsorbant en utilisant les mêmes conditions opérationnelles. Ils ont conclu que la résine échangeuse ions était le matériau le plus prometteur pour cette application et ils ont estimé le coût de traitement pour cet adsorbant à 0.05 euro/m 3. Pour des informations complémentaires sur l estimation du coût, se référer à [Heijman et al., 1999]. De la même manière, Lambert et Graham (1995) ont étudié l élimination par adsorption de la MON avec différents adsorbants, c est à dire le carbone activé, l alumine activée, la bauxite activée et les adsorbants à base de noir d os («bone char»). Ils ont testé les performances de ces adsorbants en utilisant à la fois l eau de surface et une solution synthétique d acide humique. Ils ont observé que les adsorbants les plus hydrophobiques, comme le charbon actif de type «bone char» étaient plus efficaces pour l adsorption des matières organiques que les adsorbants hydrophiles en général. Toutefois, ils ont constaté que la distribution de la taille des pores des différents adsorbants était significative par rapport aux efficacités d adsorption relatives du carbone activé puisque le rendement d adsorption de la matière organique était plus élevé que celui du «bone char» en raison de sa surface plus importante. De la même manière, comme le «bone char» avait une proportion plus importante de mésopores à large diamètre, il était plus efficace pour l élimination des composés d acides humiques à poids moléculaire élevé [Lambert et Graham, 1995]. Babi et al. (2007) ont également étudié les extractions de THM, d acides haloacétiques (HAAs) et l élimination du COD de l eau potable par adsorption GAC. Ils ont évalué la performance d un postfiltre GAC pendant 638 jours. Ils ont observé que la capacité de rupture du GAC de ces composants était la suivante : COD>>HAAs>THM. Ils ont suggéré qu une portion significative du COD et des HAAs était éliminée par adsorption GAC en raison de la grande aire superficielle du carbone (110 m 2 /g). Toutefois, en plus de cela, une faible partie du COD et des HAA était éliminée par biodégradation [Babi, 2007]. De plus, certains autres matériaux ont également été suggérés dans la littérature en tant qu adsorbants appropriés pour l élimination de la MON. Bergendahl et al (2007) suggèrent l utilisation de filtres hydrophobes. Ils ont notamment testé des adsorbants tels que le silicalite-1, le zéolite désaluminé Y, ZSM-5, la mordénite, le zéolite béta et les MCM en plus du charbon actif. Ils ont également souligné l exigence d un post traitement des adsorbats de MON au moyen de techniques d oxydation avancées [Bergendahl et al, 2007]. L élimination de micropolluants de la MON par ozonation combinée et par biofiltration CAG est également courante. [De Laat et al., 1985]. Rittmann et al. (2002) ont démontré que l ozonation suivie d une biofiltration constituait une combinaison efficace de techniques pour traiter des échantillons d eau de source à la fois colorée de manière significative (50 cu) et

28 riche en COD (3.2 mg/l). Ils ont observé que la concentration en ozone jouait un rôle important sur l efficacité du système. A des niveaux de dosage de l ozone élevés, (1.8 g O 3 / g C), un taux de 90% d élimination de la couleur et de 38% du COD était obtenu. Les conditions expérimentales sont expliquées en détail dans [Rittmann et al., 2002]. Les membranes de microfiltration (MF)/ d ultrafiltration (UF) éliminent peu de MON dans la mesure où la MON est plus petite que la taille des pores de MF ou d UF. Toutefois, la nanofiltration est une méthode appropriée pour cette application et environ 90% d élimination de la MON est obtenue par nanofiltration en général. L élimination de la MON des eaux de surface et des eaux souterraines par nanofiltration pour permettre la production d eau potable a suscité un intérêt croissant dans les années 1990 et de nombreuses études ont été publiées dans la littérature depuis lors (De Witte, 1996; Ericsson et al., 1997; Magara et al., 1998; Schäfer et al., 1998; Rautenbach et Voßenkaul, 2001; Van der Bruggen et Vandecasteele, 2003; Gwon et al., 2003; Park et al., 2005) Yoon et Laueptow (2005) ont réalisé une étude détaillée sur l élimination des contaminants organiques par membranes RO et NF. Leurs résultats ont montré que pour les solutés ioniques, le degré de séparation était influencé principalement par l exclusion électrostatique et que pour les solutés organiques, l élimination dépend du radius du soluté et de la structure moléculaire (r s ) par rapport au radius effectif du pore de la membrane (r p ) afin de comparer les rejets. Ils ont conclu que le rejet des composants organiques est supérieur à 75% lorsque r s /r p est supérieur à 0.8 et que le transport de solutés organiques est contrôlé principalement par diffusion lorsque r s /r p est élevé et par convection lorsque ce ratio est faible. En outre, dans le cas de ratios r s /r p compris entre 0.4 et 0.7, la structure moléculaire joue également un rôle important en plus de ce ratio pour l estimation du rejet du composant. Le rejet de NaCl est beaucoup plus élevé que celui des composants organiques pour le même ratio r s /. Globalement, ils ont observé que le rejet de composants organiques et d ions par les membranes RO était plus élevé que par les membranes NF en raison de l exclusion par la taille due au radius plus petit des membranes RO [Yoon et Lueptow, 2005]. Récemment, de la Rubia (2008) a étudié l élimination de la MON provenant de dix sources différentes d eau de surface en utilisant les techniques UF et NF. Il a conclu que la performance de l UF pour cette application était très faible. Toutefois, avec les membranes NF90 et NF270, l élimination de MON était de 90%. L élimination maximale de THMFPl, c est-à-dire de 100%, a été obtenue avec des membranes NFT 50 NF [de La Rubia, 2008]. Par ailleurs, les bioréacteurs membranaires sont également communément utilisés pour l élimination des MON. Williams et Pirbazari (2007) ont réalisé des expériences «bench» et des mini études pilotes en utilisant du charbon actif en poudre et de la biomasse acclimatée. Ils ont observé que le COD était éliminé à la fois par adsorption et par biodégradation. Le taux d élimination de THM le plus élevé a été obtenu avec addition de charbon actif dans le système. Similairement, l addition de PAC a amélioré aussi bien l élimination de COD que le flux de perméat membranaire dans leur système. Ils ont également observé que la préozonation renforce également les flux de perméat membranaire et réduit le fouling membranaire [Williams et Pirbazari, 2007]. A la connaissance de l auteur, il n existe aucune étude détaillée du concentrat membranaire riche de la NOM provenant des eaux de surface. Toutefois, Magara et al. (1998) soulignent le problème du traitement du concentré de nanofiltration. Ils indiquent que même si la nanofiltration apparaît comme une méthode efficace pour l élimination des contaminants organiques, le nombre de sites de traitement de l eau ira croissant et que le traitement du

29 concentrat de nanofiltration (environ 15% de l eau traitée) deviendra le principal inconvénient de ce procédé et qu il est par conséquent nécessaire de développer des techniques de traitement économiquement viables. Ericsson et al. (1997) ont traité une eau de surface provenant du Lac Muskan, situé en Suède, à forte coloration (jusqu à 100 mg/l Pt), et posant des problèmes de goût et d odeur en raison de la présence de substances humiques. Ils sont parvenus à réduire la concentration en matière organique jusqu à des niveaux indétectables et ont supprimé la coloration et l odeur de l eau traitée en utilisant un site pilote de nanofiltration. En outre, ils ont réalisé un post traitement en utilisant un module d ultrafiltration. Ils ont ainsi réduit la coloration du concentrat au niveau de l eau brute et évacué le rejet d UF qui a servi à l irrigation d un terrain de golf situé à proximité. Le coût de l eau produite a été d environ 0.17 USD/ m 3 (Ericsson et. al., 1997). En plus de ces techniques, les techniques d oxydation avancée ont également été utilisées pour l élimination de la matière organique naturelle. Des informations détaillées sur les POA (Procédés d Oxydation Avancée) sont fournies dans la section suivante. IV. ADSOPTION DU CHARBON ACTIF IV.1. ORIGINE Le charbon actif est utilisé depuis longtemps pour ses propriétés épuratoires dans le traitement de l eau ou des gaz ans avant JC : Utilisation par les médecins égyptiens : Utilisation pour la purification des gaz : Utilisation pour la décoloration des liquides : Utilisation pour les masques à gaz : Utilisation pour l élimination des goûts et des odeurs : Utilisation pour l élimination du chlore : Utilisation comme adsorbant : Utilisation comme support biologique. Pendant les guerres, le charbon actif a été développé pour le traitement des gaz toxiques. Après la seconde guerre mondiale, le milieu industriel s est intéressé à ce matériau. Plus tard, l apparition des micropolluants dans les eaux a nécessité de nouvelles techniques de traitements. La capacité du charbon actif à retenir des molécules à faible concentration convenait parfaitement. La banalisation de son utilisation est due à l augmentation de la quantité de pesticides présents dans les eaux et à la législation de plus en plus stricte. Néanmoins la connaissance de ce matériau reste partielle. Pour fabriquer du charbon actif, nous pouvons utiliser du bois, des coques de fruits, de la tourbe, de la houille ou du bitume. Sa fabrication se déroule en deux étapes : Phase de carbonisation : Elle consiste à éliminer les matières volatiles par voie thermique ( C) en présence de sels métalliques pendant 5 à 6 heures. Phase d activation : Une activation physique permet d augmenter sa surface spécifique faible (de 5 à 6 m 2 /g initialement à m 2 /g). C est une oxydation, à