Traitements conventionnels

Les procédés de décontamination biologiques sont les plus couramment utilisés en assainissement des eaux résiduaires. En effet, ces procédés où les bactéries sont les principaux acteurs de la dégradation sont relativement peu coûteux et aisés à mettre en place. Leur efficacité pour l‟élimination des polluants plus difficilement biodégradables peut être améliorée par utilisation de microorganismes spécifiques et par fixation de ceux-ci sur des supports, ce qui leur permet de mieux supporter les chocs toxiques et les débits très variables (Sarayu et al., 2012). Généralement économique, le traitement biologique est choisi lorsque l‟effluent contient des composés biodégradables et non toxiques (Guieysse et al., 2014). Deux voies sont possibles pour

réaliser la transformation des composés organiques: la voie aérobie si l‟oxygène de l‟air est associée et la voie anaérobie si la dégradation s‟effectue à l‟abri de l‟air (en milieu réducteur). Le traitement biologique aérobie est le procédé le plus adéquat pour traiter à grande échelle un effluent constitué de composés biodégradables. Parmi les composés toxiques aromatiques, le phénol est l‟un des composés qui a été largement étudié par voie biologique aérobie. La biodégradation de ce composé peut être réalisée avec des boues activées de station d‟épuration urbaine (Pant et al., 2007). Des taux de dégradation du phénol de plus de 98% peuvent être obtenus en moins de trois jours (Oller et al., 2011). En revanche, en présence d‟effluent à faible concentration de composés biodégradables, le traitement biologique conventionnel n‟est pas très efficace, car les vitesses de dégradation sont faibles et les substances à éliminer persistent. Les systèmes d‟épuration à biomasse fixée sont particulièrement bien adaptés à l‟élimination de composés difficilement biodégradables en faible concentration.

Le traitement anaérobie est très intéressant pour des effluents organiques à forte concentration (DBO > 500 mg L-1) générés par exemple par des industries agroalimentaires. Il offre de nombreux avantages (comparativement au traitement aérobie): faible production de boues qui sont stabilisées, production d‟un gaz combustible comme sous-produit, le méthane. La biodégradation des POE par voie anaérobie est moins étudiée. Longtemps considérée comme irréalisable, les récents résultats montrent qu‟il y a un potentiel réel des flores anaérobies à dégrader ces composés (Ho et al., 2012; Sarayu and Sandhya, 2012). Des taux de dégradation de 56.4, 36.3, 71.3, 64.6% des estrone (E1), 17β-estradiol (E2), bisphenol A (BPA) et 4-tert- octylphenol (4t-OP) ont été enregistrés par Balest et al. (2008) en appliquant un traitement biologique conventionnel par boue activée. Cependant, en utilisant un traitement aérobie par bio-filtration (biomasse fixée sur un sur support granulaire), le taux d‟éliminer peut atteindre 62.2, 68, 91.8, 77.9%, respectivement. Les procédés aérobies favorisent le développement des microorganismes qui décomposent les polluants. Le 17a-ethinylestradiol (EE2) a également été soumis au traitement par voie biologique aérobie en utilisant des bactéries nitrifiantes (De Gusseme et al., 2009). Des taux de dégradation d‟EE2 de 99% ont été obtenus en imposant un temps de rétention de six mois avec des eaux usées synthétique ayant une concentration initiale de 8,3 ng L-1.

Traitements physicochimiques

Les traitements physico-chimiques lors du traitement des eaux ou eaux usées ont pour objectif la séparation des particules solides, des huiles, des acides gras... (Lefebvre and Moletta, 2006) Le processus de coagulation-floculation facilite l'élimination des solides en suspension et des particules colloïdales (Sires and Brillas, 2012). On l'utilise dans l'étape d'une séparation solide- liquide : clarification, flottation ou filtration. La coagulation est la déstabilisation de particules colloïdales par addition d'un réactif chimique. La floculation est l'agglomération de particules déstabilisées en micro floc et ensuite en flocons plus volumineux que l'on appelle flocs. On peut ajouter un autre réactif appelé floculant ou adjuvant de floculation pour faciliter la formation de flocs. Les facteurs qui peuvent améliorer la coagulation-floculation sont le gradient de vitesse, le temps et le pH. Le temps et le gradient de vitesse sont importants pour augmenter la probabilité de chocs entre les particules. Le pH est un facteur très important pour l'élimination des colloïdes (Satyawali and Balakrishnan, 2008). L'exploitation de ces procédés est en général plus coûteuse et ils produisent davantage de boues. Leur principal avantage réside dans leur réponse pratiquement immédiate à toute variation importante de charge. Les traitements physico- chimiques permettent de concevoir des stations compactes et de faible encombrement que l'on rend peu apparentes en les incluant dans des bâtiments fermés.

La filtration membranaire est un procédé physique qui complète ou remplace l'étape de clarification. L'eau circule sous pression à travers des membranes qui peuvent être de nature organique (polymère de synthèse) ou de nature minérale (type céramique). Ces procédés sont classés selon le diamètre des pores sur les parois des fibres (Schafer et al., 2011). Les membranes de microfiltration (de l'ordre de 100 nanomètres) permettent la rétention des bactéries, des parasites, des levures, des particules à l'origine de la turbidité (eau trouble en raison de matières en suspension). Les membranes d'ultrafiltration (de l'ordre de 10 nanomètres) arrêtent en plus les virus, les colloïdes. Les membranes de nano filtration (de l'ordre de 1 nanomètre) retiennent le calcium et la plupart des pesticides (Ersahin et al., 2012; Ylitervo et al., 2013). Enfin, l'osmose inverse utilise des membranes plus denses (de l'ordre de 0,1 nanomètre) qui stoppent aussi les ions métalliques. Cette dernière technique est appliquée au dessalement de l'eau de mer et à la production d'eau ultra pure et d'eau de processus (Ersahin et al., 2012).

Le charbon actif en grain est largement utilisé pour la filtration gravitaire rapide ou lente (filtres sandwich) dans des adsorbeurs fixes ou mobiles. Le traitement par filtre charbon actif est basée

sur d'absorber les matières organiques. Les polluants organiques de l‟eau sont par nature très variés allant de micropolluants tels que des pesticides aux substances organiques naturelles (Delgado et al., 2012; Mezohegyi et al., 2012). Le traitement de l‟eau nécessite alors l‟utilisation d‟un charbon actif en grain dont la structure poreuse permet l‟adsorption de cette large gamme de composés (Suhas et al., 2007). Le charbon actif en grain (CAG) doit posséder un nombre de pores suffisants afin que les molécules puissent être transportées vers les sites d‟adsorption. Lorsque le charbon actif est saturé, il convient de le changer.

Différents procédés physicochimiques ont été proposés pour l‟élimination des POEs de type pharmaceutiques. Une étude récente de Vergili (2013) utilisant un procédé de nano filtration (membrane de type FM NP010) a été effectuée pour le traitement d‟eau potable artificiellement contaminée par la carbamazépine (CBZ), le diclofénac (DIC) et l‟ibuprofène (IBU). Des taux d‟élimination de CBZ variant entre 31 - 39% ont été enregistrés, alors que des pourcentages d‟élimination se situant entre 55 et 65% ont été enregistrés pour le DIC et le IBU et ce, en imposant une pression hydrostatique de 12 bar et une vitesse de circulation de 3 L min-1. L‟adsorption sur charbon actif a également été étudiée pour l‟élimination de différents types de POEs (17α-ethinyl estradiol (EE2), 5-fluorouracil (5-Fu), Cytarabine (CytR)) (Kovalova et al., 2013). Un taux d‟enlèvement allant jusqu‟à 90% a été enregistré pour chaque polluant en injectant respectivement une concentration de charbon actif de 18, 70, and 87 mg L−1 en fonction du type de polluant étudié. Il est important de mentionner que les traitement physicochimiques ne dégradent par les polluants, mais se limitent à transfert de polluant d‟une phase à une autre.