Etude de l'adsorption du plomb et du zinc par des biosorbants

Je dédie ce travail à

La mémoire de mes grands-parents ; qu’ils reposent en paix.

Mes parents pour leur affection, leurs précieux conseils et leur indéfectible soutien pendant toutes ces années.

Mon frère Khaled.

Mes oncles et mes tantes.

Mes cousins et mes cousines.

Mes amis de l’université de Jijel et du centre de développement des énergies renouvelables .

Dédicaces

Je tiens à remercier le professeur N. AZZOUZ pour m’avoir proposé ce sujet d’étude et pour m’avoir prodigué de précieux conseils ainsi que le docteur M. KEMIHA pour son encadrement et son aide apportée à la rédaction de la thèse de doctorat.

Je remercie aussi les différents directeurs du laboratoire des interactions matériaux- environnement de l’université de Jijel ainsi que l’ingénieur de laboratoire, le personnel du laboratoire de pharmacologie et de phyto-chimie de l’université de Jijel pour leur aide dans l es techniques d’analyse, le personnel du laboratoire de génie des procé dés de l’université de Bejaia ; sans oublier toutes les personnes qui ont contribuées à la réalisation de ce travail.

Je remercie également les membres du jury, les professeurs A. ZAZOUA et M. BENAMOR ainsi que le docteur F. BOUREMMAD pour m’avoir fait l’honneur de juger ce travail.

Je tiens aussi à remercier le directeur du centre de développement des énergies renouvelables, le professeur N. YASSAA ainsi que le responsable de la division hydrogène, le docteur A.

KHELLAF pour m’avoir offert la possibilité d’achever cette étude dans les meilleures

conditions.

: La biomasse

: Concentration initiale du métal dans la solution (mg.L

)

�

: Concentration du métal dans l’adsorbant (mg.L

)

: Concentration métallique en solution après désorption (mg.L

)

: Concentration métallique en solution à l’équilibre (mg.L

) ou en (mol.L

)

�

: Concentration métallique en solution en fonction du temps (mg.L

)

� : Energie d’adsorption (J.mol

)

� : Constante de vitesse d’adsorption de pseudo ordre 2 (min

.mg

.g)

� : Constante de vitesse d’adsorption d’ordre 1 (min

)

� : Constante de vitesse d’adsorption d’ordre 2 (min

.mg

.g)

�

: Constante d’adsorption de FREUNDLICH

�

: Constante d’adsorption de LANGMUIR (L.mg

) ou en (L.mol

) : Masse de l’adsorbant (g)

� : Le métal

: La charge métallique

�

: Intensité d’adsorption de FREUNDLICH

� : Quantité de métal adsorbé à l’équilibre en (mg.g

) ou en (mol.g

)

�

: Quantité maximale de métal adsorbé en cas de couverture monocouche en (mg.g

) ou en (mol.g

)

�

: Quantité de métal adsorbé en fonction du temps (mg.g

) : Constante des gaz parfaits (8,314 J.mol

.K

)

% : Rendement d’adsorption du métal

% : Pourcentage de métal désorbé

�

: I ntensité d’adsorption de LANGMUIR

� : Temps de contact (min) : Température (K)

� : Volume de la solution (L)

� : Constante d’adsorption de DKR (mol

.J

)

∆ : Enthalpie libre de Gibbs (J.mol

)

∆ : Enthalpie (J.mol

)

∆ : Entropie (J.mol

. K

)

� : Potentiel de Polanyi (J.mol

)

Figure 1. Structure de la cellulose Figure 2. Structure de l’hémicellulose Figure 3. Unités formant la lignine

Figure 4. Unité flavonoïde dans les tanins Figure 5. Structure de la chitine/chitosane Figure 6. Structure des pectines

Figure 7. Principales interactions entre un atome ou une molécule et un solide à l’interface solide/liquide

Figure 8. Mécanismes de rétention des métaux lourds Figure 9. Photo des cosses de petits pois

Figure 10. Photo des feuilles de lierre

Figure 11. Photo des végétaux après découpage

Figure 12. Cosses de petits pois après broyage et tamisage Figure 13. Feuilles de lierre après broyage et tamisage Figure 14. Méthode de préparation des adsorbants

Figure 15. Schéma d’un spectromètre à transformée de Fourier

Figure 16. Spectre infrarouge des cosses de petits pois avant adsorption Figure 17. Spectre infrarouge des feuilles de lierre avant adsorption

Figure 18. Spectre infrarouge des cosses de petits pois après adsorption du zinc Figure 19. Spectre infrarouge des feuilles de lierre après adsorption du zinc Figure 20. Spectre infrarouge des cosses de petits pois après adsorption du plomb Figure 21. Spectre infrarouge des feuilles de lierre après adsorption du plomb Figure 22. Observation des cosses de petits pois par MEB avant adsorption

Figure 23. Spectre EDX des cosses de petits pois (Pisum sativum) avant adsorption Figure 24. Observation des feuilles de lierre par MEB avant adsorption

Figure 25. Spectre EDX des feuilles de lierre (Hedera helix) avant adsorption

Figure 27. Observation des feuilles de lierre par MEB après adsorption du zinc Figure 28. Observation des cosses de petits pois par MEB après adsorption du plomb Figure 29. Observation des feuilles de lierre par MEB après adsorption du plomb Figure 30. Expérience d’adsorption

Figure 31. Effet du temps de contact et de la concentration initiale sur l’adsorption du zinc sur (a) les cosses de petits pois et (b) les feuilles de lierre

Figure 32. Rendement d’adsorption du zinc en fonction du temps sur (a) les cosses de petits pois et (b) les feuilles de lierre

Figure 33. Effet du pH sur l’adsorption de zinc sur (a) les cosses de petits pois et (b) les feuilles de lierre

Figure 34. Effet de la quantité d’adsorbant sur l’élimination de zinc par (a) les cosses de petits pois et (b) les feuilles de lierre

Figure 35. Effet de la température sur l’adsorption du zinc sur (a) les cosses de petits pois et (b) les feuilles de lierre

Figure 36. Modélisation des isothermes d’adsorption de zinc sur (a) les cosses de petits pois et (b) les feuilles de lierre par les modèles de LANGMUIR, de FREUNDLICH et de DUBININ- KAGANER- RADUSHKEVICK à 293 K

Figure 37. Modélisation des isothermes d’adsorption de zinc sur (a) les cosses de petits pois et (b) les feuilles de lierre par les modèles de LANGMUIR, de FREUNDLICH et de DUBININ- KAGANER- RADUSHKEVICK à 313 K

Figure 38. Modélisation des isothermes d’adsorption de zinc sur (a) les cosses de petits pois et (b) les feuilles de lierre par les modèles de LANGMUIR, de FREUNDLICH et de DUBININ-KAGANER-RADUSHKEVICK à 333 K

Figure 39. Paramètres thermodynamiques du zinc adsorbé sur les cosses de petits pois et les feuilles de lierre

Figure 40. Comparaison des qua ntités expérimentales et calculées par le modèle d’ordre 1 de zinc adsorbé sur les cosses de petits pois

Figure 41. Comparaison des quantités expérimentales et calculées par le modèle d’ordre 1 de

zinc adsorbé sur les feuilles de lierre

Figure 43. Comparaison des quantités expérimentales et calculées par le modèle pseudo ordre 2 de zinc adsorbé sur les feuilles de lierre

Figure 44. Comparaison des quantités expérimentales et calculées par le modèle d’ordre 2 de zinc adsorbé sur les cosses de petits pois

Figure 45. Comparaison des quantités expérimentales et calculées par le modèle d’ordre 2 de zinc adsorbé sur les feuilles de lierre

Figure 46. Régénération des cosses de petits pois par l’eau, HCl et NaOH après adsorption du zinc

Figure 47. Régénération des feuilles de lierre par l’eau, HCl et NaOH après adsorption du zinc

Figure 48. Effet du temps de contact et de la concentration initiale sur l’élimination du plomb par (a) les cosses de petits pois et (b) les feuilles de lierre

Figure 49. Rendement du plomb éliminé par les feuilles de lierre en fonction du temps de réaction et de la concentration initiale

Figure 50. Effet du pH sur l’élimination du plomb par les cosses de petits pois

Figure 51. Effet de la température sur l’élimination du plomb par les cosses de petits pois Figure 52. Modélisation des isothermes d’adsorption du plomb sur les cosses de petits pois par les modèles de LANGMUIR, de FREUNDLICH et de DUBININ-KAGANER- RADUSHKEVICK à 293 K

Figure 53. Modélisation des isothermes d’adsorption du plomb sur les cosses de petits po is par les modèles de LANGMUIR, de FREUNDLICH et de DUBININ-KAGANER- RADUSHKEVICK à 313 K

Figure 54. Modélisation des isothermes d’adsorption du plomb sur les cosses de petits pois par les modèles de LANGMUIR, de FREUNDLICH et de DUBININ-KAGANER- RADUSHKEVICK à 333 K

Figure 55. Paramètres thermodynamiques du plomb adsorbé sur les cosses de petits pois

Figure 56. Comparaison des quantités expérimentales et calculées par le modèle d’ordre 1 du

plomb éliminé par les cosses de petits pois

plomb éliminé par les feuilles de lierre

Figure 58. Comparaison des quantités expérimentales et calculées par le modèle de pseudo ordre 2 du plomb éliminé par les cosses de petits pois

Figure 59. Comparaison des quantités expérimentales et calculée par le modèle de pseudo ordre 2 du plomb éliminé par les feuilles de lierre

Figure 60. Comparaison des quantités expérimentales et calculées par le modèle d’ordre 2 du plomb éliminé par les cosses de petits pois

Figure 61. Comparaison des quantités expérimentales et calculées par le modèle d’ordre 2 du

plomb éliminé par les feuilles de lierre

Tableau 1. Caractéristiques physicochimiques du plomb Tableau 2. Caractéristiques physicochimiques du zinc

Tableau 3. Composition chimique de quelques bios matériaux

Tableau 4. Influence des paramètres expérimentaux sur l’adsorption des métaux lourds Tableau 5. Microanalyse EDX des cosses de petits pois (Pisum sativum) avant adsorption Tableau 6. Microanalyse EDX des feuilles de lierre (Hedera hélix L) avant adsorption Tableau 7. Paramètres expérimentaux étudiés

Tableau 8. Modélisation des isothermes d’adsorption du zinc sur les cosses de petits pois par le modèle de LANGMUIR

Tableau 9. Modélisation des isothermes d’adsorption du zinc sur les feuilles de lierre par le modèle de LANGMUIR

Tableau 10. Modélisation des isothermes d’adsorption du zinc sur les cosses de petits pois par le modèle de FREUNDLICH

Tableau 11. Modélisation des isothermes d’adsorption du zinc sur les feuilles de lierre par le modèle de FREUNDLICH

Tableau 12. Modélisation des isothermes d’adsorption du zinc sur les cosses de petits pois par le modèle de DKR

Tableau 13. Modélisation des iso thermes d’adsorption du zinc sur les feuilles de lierre par le modèle de DKR

Tableau 14. Enthalpies libres de Gibbs de l’adsorption du zinc sur les cosses de petits pois Tableau 15. Enthalpies libres de Gibbs de l’adsorption du zinc sur les feuilles de lierre

Tableau 16. Modélisation de la cinétique d’ordre 1 du zinc adsorbé sur les cosses de petits pois

Tableau 17. Modélisation de la cinétique d’ordre 1 du zinc adsorbé sur les feui lles de lierre Tableau 18. Modélisation de la cinétique de pseudo ordre 2 du zinc adsorbé sur les cosses de petits pois

Tableau 19. Modélisation de la cinétique de pseudo ordre 2 du zinc adsorbé sur les feuilles de

lierre

pois

Tableau 21. Modélisation de la cinétique d’ordre 2 du zinc adsorbé sur les feuilles de lierre Tableau 22. Modélisation des isothermes d’adsorption du plomb sur les cosses de petits pois par le modèle de LANGMUIR

Tableau 23. Modélisation des isothermes d’adsorption du plomb sur les cosses de petits pois par le modèle de FREUNDLICH

Tableau 24. Modélisation des isothermes d’adsorption du plomb sur les cosses de petits pois par le modèle de DKR

Tableau 25. Enthalpies libres de Gibbs de l’adsorption du plomb sur les cosses de petits pois Tableau 26. Modélisation de la cinétique d’ordre 1 du plomb adsorbé sur les cosses de petits pois

Tableau 27. Modélisation de la cinétique d’ordre 1 du plomb adsorbé sur les feuilles de lierre Tableau 28. Modélisation de la cinétique de pseudo ordre 2 du plomb adsorbé sur les cosses de petits pois

Tableau 29. Modélisation de la cinétique de pseudo ordre 2 du plomb adsorbé sur les feuilles de lierre

Tableau 30. Modélisation de la cinétique d’ordre 2 du plomb adsorbé sur les cosses de petits pois

Tableau 31. Modélisation de la cinétique d’ordre 2 du plomb adsorbé sur les feuilles de lierre

Tableau 32. Etude comparative entre l’adsorption du plomb et celle du zinc

Introduction générale 1

Partie A. Synthèse bibliographique 5

Chapitre I. Généralités sur la pollution par les métaux lourds et leurs méthodes d’élimination 5

I.1. Les métaux lourds 5

I.1.1. Le plomb 6

I.1.2. Le zinc 7

I.2. Les métaux lourds dans l’eau 9

I.3. Les méthodes de dépollution de l’eau 10

I.3.1. Les méthodes chimiques 10

I.3.2. Les méthodes physicochimiques 11

I.4. Les adsorbants ut ilisés dans les procédés d’élimination des métaux lourds 13

I.4.1. Les bios adsorbants 13

I.4.2. Les argiles 25

I.4.3. Les charbons activés 27

I.4.4. Les cendres volantes 27

I.4.5. Les oxydes 28

I.4.6. Les roches 28

I.5. Conclusion 29

Références bibliographiques du chapitre I 30

Chapitre II. Adsorption des métaux lourds 37

II.1. Définition 37

II.2.Expériences en batch 38

II.3. Modélisation des données d’équilibre 39

II.3.1. Modélisation empirique 39

II.3.2. Modèles cinétiques 41

II.5. Influenc e des paramètres expérimentaux sur l’élimination des métaux lourds 48

II.5.1. Effet du temps de contact 48

II.5.2. Effet du pH 49

II.5.3. Effet de la température 50

II.5.4. Effet de la concentration initiale 51

II.5.5. Effet du dosage de l’adsorbant 52

II.5.6. Sélectivité 52

II.5.7. Effet de la granulométrie 52

II.5.8. Récapitulatif des paramètres influençant l’adsorption 53

II.6. Régénération de l’adsorbant 54

II.7. Conclusion 55

Références bibliographiques du chapitre II 56

Partie B. Expériences et Résultats 62

Chapitre III. Matériel, Méthode et Caractérisation 62

III.1. Présentation des adsorbants 62

III.2. Préparation des adsorbants 63

III.2.1. Prélavage 63

III.2.2. Séchage à l’air libre 63

III.2.3. Découpage des végétaux 63

III.2.4. Purification à l’eau distillée 64

III.2.5. Séch age à l’étuve 64

III.2.6. Broyage des végétaux 64

III.2.7. Tamisage des poudres 64

III.3. Caractérisation des adsorbants 66

III.3.1. Spectroscopie infrarouge à transformée de Fourier 67

III.3.2. Microscopie électronique à balayage 74

III.4.1. Dosage du plomb par spectrophotométrie d'absorption atomique avec flamme 81

III.4.2. Dosage du zinc par spectrophotométrie UV-visible 82

III.5. Préparation des solutions métalliques et expériences d’adsorption 83

III.5.1. Préparation des solutions métalliques 83

III.5.2. Expériences d’adsorption 84

III.6. Conclusion 86

Références bibliographiques du chapitre III 87

Chapitre IV. Adsorption du zinc sur les cosses de petits pois et les feuilles de lierre 88

IV.1. Etude des influences des paramètres expérimentaux 88

IV.1.1. Effet du temps de contact 88

IV. 1.2. Rendement d’adsorption 90

IV.1.3. Effet du pH 91

IV.1.4. Effet de la quantité d’adsorbant dans la solution 93

IV.1.5. Effet de la température 95

IV.1.6. Paramètres thermodynamiques 104

IV.2. M écanismes d’adsorption 106

IV.3. Etude de la régénération des adsorbants 114

IV.4. Conclusion 117

Références bibliographiques du chapitre IV 118

Chapitre V. Adsorption du plomb sur les cosses de petits pois et les feuilles de lierre 120 V.1. Etude des influences des paramètres expérimentaux 120

V.1.1. Effet du temps de contact 120

V.1.2. Rendement d’adsorption 122

V.1.3. Effet du pH 123

V.1.4. Effet de la température 124

V.1.5. Paramètres thermodynamiques 128

V.3. Comparaison entre l’adsorption du plomb et celle du zinc 137

V.4. Conclusion 137

Références bibliographiques du chapitre V 138

Conclusion générale 140

Annexe

Tableau A1. Courbe d’étalonnage du zinc

Numéro des tubes T I II III IV V VI

Solution étalon de zinc à 0,01g.L

(ml) 0 1,25 2,5 3,75 5 6,25 12,5

Eau distillée (ml) 25 23,75 22,5 21,5 20 18,75 12,5

Acide chlorhydrique concentré (ml) 1 1 1 1 1 1 1

Solution de chlorure d’ammonium à 10% (ml ) 20 20 20 20 20 20 20

Solution de sulfite de sodium (goutte) 1 1 1 1 1 1 1

Correspondance en milligrammes de zinc par litre

0 0,5 1 1,5 2 2,5 5

Introduction générale

p. 1

Introduction générale

Les réglementations concernant les rejets des eaux usées dans l'environnement deviennent de plus en plus drastiques afin de favoriser le recyclage des flux de déchets et d’ optimiser l'utilisation des ressources en eau. Les effluents issus des activités industrielles, minières et métallurgiques sont des sources importantes de contamination des eaux car elles sont chargées de divers micropolluants : organiques, microbiologiques, ions métalliques [1]. Les eaux usées polluées sont dangereuses pour l'environnement et la santé humaine, il est donc nécessaire de les traiter correctement avant de les rejeter dans la nature ou de les réutiliser à nouveau [2].

Les métaux lourds s’introduisent dans l'environnement à partir de sources naturelles et anthropiques. Les principales sources naturelles de ces métaux sont l'activité volcanique, l'altération et l'érosion des minéraux et les roches. Les principales sources anthropiques sont les activités industr ielles y compris l’exploitation minière, la fonderie, la galvanoplastie, la peinture et la photographie. En outre, des quantités considérables de métaux lourds peuvent être rejetées dans l'environnement par des voies autres que celles des eaux usées.Ces métaux lourds sont particulièrement préoccupants en raison de leur toxicité, de leur bioaccumulation et de leur non biodégradabilité.Plusieurs catastrophes passées telles que la tragédie de Minamata causée par l'empoisonnement au méthyl mercure et la maladie de « ItaiItai » due à la contamination au cadmium de la rivière Jintsu au Japon sont très bien connues [2].

Les méthodes traditionnelles d'élimination des métaux lourds tels que les procédés membranaires, la précipitation chimique, l'échange ionique ont été utilisés pour éliminer les ions des métaux lourds en milieux aqueux. Cependant, l'application de telles méthodes est souvent restreinte en raison de problèmes techniques ou économiques. L'adsorption par les biomatériaux est devenue une alternative au traitement industriel des eaux usées en raison de son faible coût et de sa non-dangerosité [3].

Au cours des dernières années de nombreuses approches ont été étudiées pour le

développement d'adsorbants moins chers et plus efficaces contenant des bios polymères

naturels. Ces bios polymères représentent une alternative intéressante et attrayante en tant

qu'adsorbants en raison de leur structure particulière, de leurs caractéristiques physico-

chimiques, de leur stabilité chimique, de leur haute réactivité et de leur excellente sélectivité

vis-à-vis des composés aromatiques et des métaux, résultant de la présence de groupes

chimiques dans les chaînes polymères. Différents bio polymères ont été examinés pour

l'élimination de divers types de polluants de l'eau. Les déchets agricoles (végétaux) sont

p. 2 économiques et respectueux de l'environnement en raison de leur composition chimique unique et deleur disponibilité en abondance ; leur nature renouvelable (inépuisable) et leur faible coût en font une option viable pour la remise en état des polluants aquatiques [4].

Dans ce contexte, ce travail de thèse repose principalement sur l’élimination de deux métaux lourds, le zinc et le plomb en milieux aqueux par adsorption en utilisant deux matrices végétales : les cosses de petits pois, obtenues à partir des conserveries de légumes, et les feuilles de lierre, qui elles, proviennent de la taille des plantes. Ces biomatériaux ont été choisis car ils représentent des déchets organiques en abondance et valorisables.

L’objectif de cette étude est de comparer nos adsorbants afin de déterminer celui qui a la meilleure capacité d’adsorption ; et ce en étudiant l’effet du temps de réaction, l’effet du pH, l’effet de la quantité d’adsorbant ainsi que l’effet de la température sur l’élimination du zinc et du plomb.

Ce manuscrit de thèse est divisé, suite à cette introduction, en deux parties principales rassemblant cinq chapitres au total.

La première partie est une synthèse bibliographique composée de deux chapitres. La deuxième partie est expérimentale et rassemble les résultats obtenus en trois chapitres.

Le premier chapitre de ce travail aborde les métaux lourds en général, le plomb et le zinc en particulier, ainsi que leurs différentes méthodes d’élimination, dont la bio sorption. Le second traite l’étude des mécanismes régissant la bio sorption et des paramètres qui influencent celle - ci.

Le troisième présente la démarche expérimentale suivie dans ce travail, de la préparation des adsorbants à la caractérisation des matrices après les expériences de bio sorption. Aussi, les méthodes de caractérisation physico-chimiques des adsorbants (infrarouge à transformée de Fourier et microscopie électronique à balayage) et de dosage des métaux lourds en solution aqueuse (SAA et UV-Visible), sont présentées.

Le quatrième chapitre détaille les résultats des expériences de bio sorption du zinc par les

cosses de petits pois et les feuilles de lierre. Il rassemble, l’étude de l’influence des paramètres

expérimentaux (temps de contact, pH et température) sur le rendement et enrichie par le calcul

des paramètres thermodynamiques du phénomène et l’étude de la cinétique du phénomène

afin de connaitre le mécanisme suivi. La régénération des deux bios adsorbants est également

présentée.

p. 3 Le dernier chapitre aborde les résultats des expériences de bio sorption du plomb par les deux ad sorbants, en particulier, l’influence des paramètres expérimentaux (temps de contact, pH et température) sur le rendement, le calcul des paramètres thermodynamiques et le mécanisme du phénomène.

Enfin, le manuscrit se termine par une conclusion générale qui résume les principaux résultats

et les perspectives de ce travail.

p. 4

Références bibliographiques de l’introduction

[1] Yipmantin A., Maldonado H.J., Ly M., Taulemesse J.M., Guibal E. Pb(II) and Cd(II) bio sorption on Chondracanthus chamissoi (a red alga). Journal of Hazardous Materials, 2011, 185, 922-929.

[2] Srivastava S., Agrawal S.B., Mondal M.K. A review on progress of heavy metal removal-using adsorbents of microbial and plant origin. Environ SciPollut Res, 2015, 22, 15386-15415.

[3] Zhou K., Yang Z., Liu Y, Kong X. Kinetics and equilibrium studies on bio sorption of Pb(II) from aqueous solution by a novel bio sorbent: Cyclosorus interruptus. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2015, 3, 2219-2228.

[4] Bhatnagar A., Sillanpaa M., Witek-Krowiak A. Agricultural waste peels as versatile

biomass for water purification – A review. Chemical Engineering Journal, 2015, 270, 244-

271.

Partie A

Synthèse bibliographique

p. 5

Partie A. Synthèse bibliographique

Chapitre I. Généralités sur la pollution par les métaux lourds et leurs méthodes d’élimination

Dans ce chapitre, nous nous sommes intéressés à la pollution des milieux aqueux par les métaux lourds, en particulier le zinc et le plomb, ainsi qu’aux principales méthodes de dépollution et d’élimination de ces deux métaux.

I.1. Les métaux lourds

Les métaux lourds sont des éléments ayant des masses atomiques comprises entre 63,546 g et 200,590 g, et une densité supérieure à 4. Les organismes vivants ont besoin de traces de quelques métaux lourds, y compris le cobalt, le cuivre, le fer, le manganèse, le molybdène, le vanadium, le strontium et le zinc. Des niveaux excessifs des métaux essentiels peuvent, cependant, être nuisibles à l'organisme. Les métaux lourds non essentiels intéressants pour les systèmes d’eaux de surface s ont le cadmium, le chrome, le mercure, le plomb, l’arsenic et l’antimoine [1].

L es métaux lourds existent dans l’eau, dans des phases colloïdales, particulaires et dissoutes, bien que les concentrations dissoutes soient généralement faibles. Le métal colloïdal et particulaire peut être trouvé dans les hydroxydes, les oxydes, les silicates, ou les sulfures ; ou adsorbé sur l'argile, la silice, ou la matière organique. Les formes solubles sont généralement des ions, des chélates organométalliques non ionisés ou des complexes. La solubilité des métaux traces dans les eaux de surface est principalement contrôlée par le pH de l'eau, le type et la concentration de ligands sur lesquels le métal peut s’adsorber, l'état d'oxydation des composants minéraux et l'environnement d’oxydo réduction du système.

La présence de métal toxique dans l'environnement peut être nocive aux humains et aux

espèces vivantes, même à de faibles concentrations. Puisque les métaux toxiques ne se

dégradent pas dans les produits finaux inoffensifs, ils peuvent s'accumuler dans les corps

vivants et se transmettre à travers la chaîne alimentaire [2].

p. 6 I.1.1. Le plomb

Le plomb est l’élément 82 du tableau périodique.

Le plomb se trouve naturellement dans l'environnement en tant que galène (PbS) ; il est le trente-sixième élément le plus commun sur terre. Outre les niveaux de fond de plomb et les sources naturelles, le plomb pénètre dans l’environnement à travers plusieurs activités humaines. Il est présent dans [3] :

 Les gaz d’échappement des véhi cules.

 Les émissions provenant des industries telles que la production d’acier.

 Les émissions des incinérateurs de déchets.

 La vieille peinture.

 Les freins d'automobile.

 Les pneus d'automobile.

 L’huile de moteur usagée.

 Les batteries au plomb.

 Les soudures dans la vieille tuyauterie.

 L’arséniate de plomb dans l es fongicides et les herbicides.

L'état d'oxydation du plomb dissous dans l'eau (Pb

) est très similaire à celui du calcium (Ca

). Le calcium est un élément bénéfique dans la physiologie des poissons et il est pris par les ouïes. En raison de sa nature analogue, le plomb est également pris. Les concentrations élevées en plomb ont tendance à causer des effets aigus et chroniques chez les poissons, mais pas la mort immédiate [4].

Les effets néf astes du plomb, chez l’être humain, sont connus depuis longtemps.

Chez l’enfant, les séquelles neurologiques consécutives à une encéphalopat hie saturnine sont bien connues : retard mental, convulsions, cécité par atrophie optique.

Il existe deux méthodes de base pour éliminer le plomb dissous dans l’eau : L’adsorption et la

précipitation. L'efficacité de chacune dépend beaucoup des conditions du milieu et de la

concentration du plomb [2].

p. 7 L'adsorption fonctionne par addition d’un adsorbant au milieu contaminé. Les ions de plomb s’adsorbent alors à la surface ou dan s l’adsorbant. Le charbon actif est l’adsorbant le plus largement utilisé pour éliminer les contaminants des flux liquides et gazeux. De nombreuses études ont été consacrées à la recherche des adsorbants appropriés pour éliminer le plomb en phase aqueuse [5].

Le plomb se dissout aisément dans l'eau sous ses diverses formes ioniques. En général, à mesure que la température augmente, la solubilité du plomb augmente. Pour les objectifs de l'adsorption, un pH élevé est moins favorable pour l'élimination du plomb [2].

Tableau 1. Caractéristiques physicochimiques du plomb

Masse atomique 207,2 g.mol

Electronégativité de Pauling 1,8

Masse volumique 11,34 g.cm

à 20°C

Température de Fusion 327 °C

Température d’ébullition 1755 °C

Rayon atomique (Van der Waals) 0,154 nm

Rayon ionique 0,132 nm (+2) ; 0,084 nm (+4)

Isotopes 4

Configuration électronique [Xe] 4f

5d

6s

6p

Energie de première ionisation 715,4 kJ.mol

Energie de deuxième ionisation 1450,0 kJ.mol

Energie de troisième ionisation 3080,7 kJ.mol

Energie de quatrième ionisation 4082,3 kJ.mol

Energie de cinquième ionisation 6608 kJ.mol

Potentiel standard - 0,13 V (Pb

/Pb) ; -1,5 V (Pb

/Pb

)

I.1.2. Le zinc

Le zinc est le 30

élément du tableau périodique.

Le Zn est un élément essentiel et bénéfique pour les humains et les plantes. L'exclusion totale

du Zn n'est pas possible en raison de son double rôle, un micro élément essentiel d'une part et

un facteur environnemental toxique de l'autre. En tant que tel, le zinc est nécessaire pour

p. 8 l'acide nucléique, le métabolisme des protéines et des membranes, ainsi que la croissance et la division cellulaire. Cependant, le Zn peut provoquer une fièvre non mortelle et une pneumonie et c’ est un danger potentiel en tant que polluant environnemental. L'excès de zinc peut être nocif et peut entraîner une toxicité pour le zinc. L'absorption excessive de zinc peut également supprimer l'absorption du cuivre et du fer. L'ion zinc libre en solution est très toxique pour les plantes, les invertébrés et même les poissons [6].

Trop de zinc peut conduire à l’ incapacité respiratoire, étant donné qu’il augmente l'activité respiratoire.

Le zinc peut tuer la vie aquatique en provoquant « des dommages directs aux membranes des branchies des poissons par la séparation de l'épithélium depuis les cellules sous-jacentes des lamelles des branchies. De tels dommages structurels augmentent la distance effective que l'oxygène doit parcourir pour atteindre le sang, avec la mort résultant du collapsus éventuel du système cellulaire affaibli et qui, par conséquent, limite le flux sanguin à travers les capillaires des branchies » [2].

Les effets toxiques chroniques du zinc comportent :

 Des effets moins évidents, mais aussi dangereux que les effets toxiques aigus pour les poissons,

 Une exposition prolongée au sulfate de zinc peut causer des dommages au développement des vaisseaux sanguins, du foie, des reins, des muscles, des vacuoles et des noyaux,

 Une inhibition de la croissance et de la maturation en induisant un stress provoquant un trouble hormonal sévère.

Les effets du zinc dépendent de la concentration en zinc, du temps d'exposition et des espèces.

Ils sont, en outre, modifiés par des facteurs environnementaux, tels par exemple la dureté de l'eau, la concentration en oxygène et en CO

, le pH, la salinité et la température. L ’influence d e l’ âge, l'étape dans le cycle de la vie, le comportement, le métabolisme, l'acclimatation et la mortalité sélective doivent aussi être considérés/contrôlés lors de l’ étude du zinc [2].

Le zinc est principalement utilisé dans la production d'alliages non corrosifs et de laiton ainsi

que dans l'acier galvanisé et les produits ferreux. Les sources principales de rejets

anthropiques de zinc dans l'environnement incluent les fonderies et les transformateurs de

minerai, le drainage des activités minières actives et inactives, les eaux usées domestiques et

industrielles, la combustion des combustibles fossiles et des déchets solides, le ruissellement

des routes, la corrosion des alliages de zinc et les surfaces galvanisées. L'élimination de Zn

p. 9 des effluents est un problème majeur en raison de la difficulté de traiter ces eaux usées par des méthodes de traitement classiques [7]. Par conséquent, des recherches substantielles sont actuellement en cours pour trouver des adsorbants naturels appropriés, à haut rendement et à faible coût pour l’é limination du zinc. Plusieurs des études rapportées dans la littérature sur l'élimination de zinc par bio sorption soutiennent la faisabilité de cette technique d'élimination [6].

Tableau 2. Caractéristiques physicochimiques du zinc

Masse atomique 65,37 g.mol

Electronégativité de Pauling 1,6

Masse volumique 7,11 g.cm

à 20°C

Température de Fusion 420 °C

Température d’ébullition 907 °C

Rayon atomique (Van der Waals) 0,138 nm

Rayon ionique 0,074 nm (+2)

Isotopes 5

Configuration électronique [Ar] 3d

4s

Energie de première ionisation 904,5 kJ.mol

Energie de deuxième ionisation 1723 kJ.mol

Potentiel standard - 0,763 V

I.2. Les métaux lourds dans l’eau

La contamination de systèmes fluviaux par les métaux lourds est un problème commun. [8].

Cette contamination découle principalement des déchets miniers, des écoulements des eaux non traitées, de l’accumulation de déchets à grain fin du traitement des minerais, de la dispersion de poussière des minerais, du transport et du broyage aussi bien que des émissions des fonderies [9].

Le processus naturel principal menant les métaux lourds en dehors des régions minières est le

transport par les systèmes fluviaux. Les données et les rapports sur les teneurs moyennes en

métaux dans les eaux de rivières, les sédiments et les sols aux alentours des zones minières

sont généralement assez abondants [10-15] mais les informations sur les flux de métaux à

partir du bassin versant manquent habituellement. Généralement, les études qui se sont

p. 10 focalisées sur la mesure des flux de métaux dans les rivières contaminées sont également rares [16].

I.3. Les méthodes de dépollution de l’eau

Les métaux lourds sont nocifs pour la santé et toxiques pour l’environnement ; il est donc nécessaire de les éliminer afin de préserver la planète. Les méthodes d’élimination de ces polluants sont : soit des méthodes classiques telles que la précipitation, soit des méthodes alternatives telles que l’adsorption. Ces dernières années l’adsorption a connu un regain d’intérêt grâce à l’utilisation de matériaux bon marché d’origine agricole ou forestière.

Dans les eaux, les micropolluants minéraux peuvent se retrouver soit sous forme cationique (M

, M

), soit sous forme d'oxyanions (MO

), soit sous forme d'anions A

.

Dans la majorité des cas , l’eau a un pH compris entre 7 et 8. Les élé ments réagissant avec l'eau ou certains anions contenus dans l'eau peuvent donner des entités moléculaires facilement précipitables ou coprécipitables et de ce fait séparables de l'eau.

Ces molécules sont :

 les hydroxydes M(OH)

ou oxydes,

 les carbonates MCO

,

 les hydroxy carbonates M

(CO

)

(OH)

.

Certains éléments peuvent se trouver sous des formes anioniques simples ou complexes.

Les traitements classiques de clarification de l'eau n'éliminent normalement pas les éléments anioniques. II sera dans ce cas nécessaire de faire appel à des traitements spécifiques, notamment l'adsorption sélective [17].

I.3.1. Les méthodes chimiques I.3.1.a. La précipitation chimique

Beaucoup de mines produisent un acide de drainage (AMD), qui contient une large gamme de

métaux lourds et affecte défavorablement les cours d'eau. Une mine typique abandonnée

exige le traitement de presque 3 millions de mètres cubes d'AMD chaque année. Le traitement

comprend généralement une combinaison de neutralisation et de précipitation avec de la

chaux, l ’addition d e peroxyde, l'osmose inverse, ou l'échange d'ion. L’ inconvénient majeur de

cette méthode est la nécessité de grandes doses de matériaux alcalin s afin d’ augmenter et de

maintenir les valeurs de pH entre 4,0 et 6,5 pour l’élimination optimale du métal. De plus, la

p. 11 neutralisation typique du pH exige que les matériaux doivent être sensiblement à grains fins pour fournir la superficie réactive nécessaire. En outre, la chaux est souvent temporaire et produit des déchets secondaires, comme des boues d'hydroxyde métallique et du gypse. La production de déchets secondaires s'avère souvent être un problème sérieux dans le domaine du traitement des AMD, en raison de la nécessité continuelle de draguer les bassins d'eau en aval et les étangs de collecte [18].

I.3.2. Les méthodes physicochimiques

I.3.2.a. Les barrières réactives perméables (PRB)

Les barrières réactives perméables (PRBs) sont une technologie innovatrice de remédiation de l'eau souterraine qui a été utilisée dans le monde entier pour traiter l'eau souterraine contaminée. Les PRBs comprennent une zone de traitement conçue de matériel réactif qui est placé sous la surface pour décontaminer l'eau souterraine [19]. Les polluants sont éliminés de l'eau souterraine par décomposition en des composés moins dangereux ou par fixation efficace au matériel réactif [20, 21]. Les matériaux réactifs étant actuellement utilisés dans ce domaine incluent le fer de valence zéro (Fe

), les zéolites, le charbon activé et les matières organiques [22]. Les données actuelles de quelques sites PRB indiquent cependant une réduction de la porosité, de la réactivité chimique et de la conductivité hydraulique des matériaux de la barrière au fil du temps en raison de l'obstruction des pores par des précipités minéraux [23, 24], ce qui affecte l'efficacité et la longévité des matériaux de la barrière [25].

I.3.2.b. Les procédés membranaires

Le traitement d e l’ eau souterraine et des autres cours d'eau est souvent compliqué car la composition peut largement varier. Des polluants toxiques peuvent inclure des métaux lourds comme le Pb (II), le Cd (II) et le Cu (II) et des oxyanions comme le nitrate, l’As (III, V) et le Cr (VI).Les concentrations de ces composants peuvent être petites, à tel point que l’élimination métallique par précipitation est compliquée à cause des limites de solubilité.

L’élimination par échange ionique conventionnel peut aussi être affectée par la présence

d'espèces non toxiques, comme la dureté (Ca

, Mg

) et le sulfate, qui entrent en compétition

pour limiter la capacité de sorption de l’échange ionique. Des processus de membranes sous

pression, comme l'osmose inverse (OI) et la nano filtration (NF) peuvent donner des rejets de

la plupart de ces espèce s, quoique la pression osmotique, l’encrassement et le rejet insuffisant

de nitrate doivent être considérés. L’opération OI traite de la gamme du dessalement d'eau de

p. 12 mer au traitement des eaux saumâtres à ultra basse pression. La NF et les membranes OI à ultra basse pression sont particulièrement utiles pour des systèmes dilués à cause de la faible consommation d'énergie. De plus, des développements récents dans les secteurs d’ OI à basse pression et NF, y compris quelques évaluations de coûts comparés aux procédés conventionnels à membranes pour des eaux saumâtres, ont été discutés par plusieurs chercheurs. La combinaison des susdits procédés, en plus de l ’addition de nouvelles technologies de sorption dans des processus hybrides, peut rendre compte du traitement réussi des eaux contenant de multiples polluants [26].

I.3.2.c. Les échangeurs d’ions

Le processus d ’é change d'ions sur des fibres réactives a été fortement développé à cause de leurs avantages multiples comparés avec des résines:

 les propriétés d'échange ionique et de complexation, obtenues en greffant diverses fonctions d'échange sur une matrice naturelle, artificielle ou synthétique;

 des propriétés de filtration de l’ordre du micromètre ;

 cinétique d’échange ultra rapide en raison de leur grande surface spécifique et de l’absence de réticulation;

 réduction de la consommation de la solution de régénération;

 une variété de formes permettant beaucoup de possibilités pour leur utilisation.

Les propriétés générales d’échange de ces textiles sont proches de celles des résines synthétiques même si le processus de greffe est différent : les textiles échangeurs d'ions sont obtenus par une greffe de groupes fonctionnels avec un faisceau électronique [27].

I.3.2.d. L’adsorption

Beaucoup de systèmes de traitement biologiques ont été évalués ; cependant, ils se sont avérés inexploitables à cause de la grande superficie de terre nécessaire pour leur exécution et des frais d'exploitation. Par conséquent, une méthode de traitement plus compacte et plus économique employant des adsorbants a été recherchée.

Les méthodes de traitement des flots de déchets contaminés par les métaux lourds incluent la

précipitation chimique, la filtration sur membrane, l'échange ionique, l'adsorption sur le

charbon actif et la co-précipitation/adsorption par des adsorbants. La précipitation nécessite

des réactifs chimiques et conduit à la formation d'une boue qui est difficile à éliminer. La

filtration sur memb rane, l'échange ionique et l’adsorption sur charbon activé exigent un

p. 13 investissement élevé; en outre, la régénération et la réutilisation sur place des matériaux nécessaires a beaucoup de problèmes qui lui sont associés. Des stratégies efficaces de coûts doivent être employées dans le traitement de grands volumes d'eau.

Un autre facteur important qui a été considéré est la cap acité d’adsorption du matériel. S i le matériel était cher mais beaucoup plus efficace que toute autre méthode, le coût global de l’adsorbant serait en fait inférieur à celui d'un adsorbant inefficace de piètre capacité d’adsorption [2 ].

Il existe de plus en plus d'études utilisant des bios adsorbants pour remplacer les systèmes classiques de décontamination des métaux lourds en raison de leurs mérites significatifs. Le principal avantage des bios adsorbants par rapport aux adsorbants conventionnels est leur forte affinité et une sélectivité élevée vis-à-vis des métaux lourds en raison de la disponibilité de groupes de liaison sur leur surface [28]. De plus, les bios adsorbants sont généralement de faible coût parce qu'ils proviennent de matériaux d'origine agricole abondants et faciles à acquérir [29]. En outre, ces matériaux peuvent être facilement traités et récupérés sans effets négatifs sur l'environnement [30]. Les caractéristiques de ces adsorbants peuvent probablement jouer un rôle crucial dans les applications industrielles, ce qui les rend supérieurs aux adsorbants classiques. Enfin, le recyclage des déchets agricoles et des sous- produits dans le cadre du traitement des métaux lourds est censé réduire les déchets de manière écologique. Il s'accorde donc bien avec les concepts de gestion efficace, innovante et durable des déchets [31].

I.4. Les adsorbants utilisés dans les procédés d’élimination des métaux lourds

I.4.1. Les bios adsorbants

Des méthodes biologiques de remédiation peuvent fournir la réponse. Parmi les divers systèmes biologiques, les systèmes morts offrent beaucoup plus d'avantages que les systèmes vivants parce qu’ ils ne deviennent pas la proie des effets toxicologiques des concentrations élevées de polluants et peuvent être obtenu à bon marché. Récemment, des plantes ont été étudiées pour leur capacité à éliminer des polluants de l'environnement. Les chercheurs ont reconnu que la biomasse immobilisée dans une matrice granulaire ou polymère peut améliorer la performance de la biomasse et faciliter la séparation de la biomasse à partir de la solution.

Le Bureau américain des mines a examiné l'utilisation de la biomasse immobilisée dans des

perles poreuses de polysulfonate pour extraire les métaux lourds et toxiques des courants.

p. 14 Gardea-Torresdey et al [32], ont éliminé des ions de cuivre des solutions aqueuses par la luzerne (Medicago sativa). La biomasse immobilisée semble avoir un plus grand potentiel que la biomasse brute en lit garni ou en réacteurs à lit fluidisé avec des avantages comme le contrôle de la taille des particules, de meilleures capacités de régénération, la réutilisation et la récupération sans destruction de perles de biomasse [33].

Le terme biomasse (du grecque, bio, la vie + maza ou la masse) désigne le bois, les déchets agricoles, les espèces herbacée, les résidus industriels, les déchets de papier, les déchets solides municipaux, la bagasse, la sciure de bois, les bio solides, les déchets issus des transformations des produits alimentaires, les plantes aquatiques, les déchets des animaux, les algues et bien d’autres matériaux. C'est un terme plutôt simple pour tous les matériaux organiques qui sont les plantes, les arbres, les cultures et les algues. Les deux catégories de carbohydrates les plus importantes qui ont une valeur significative sont la cellulose et les hémicelluloses [34].

 La cellulose

La cellulose est la ressource organique renouvelable la plus abondante sur Terre et est

répandue dans les plantes supérieures, les bactéries, les algues marines et dans d'autres

biomasses. La quantité annuelle totale de cellulose est de plusieurs milliards de tonnes,

révélant l’immense valeur économique de celle-ci. La cellulose est la composante principale

des cellules végétales. Bien que certains animaux et certaines bactéries contiennent de la

cellulose, la teneur en cellulose de ces espèces est négligeable par rapport aux plantes. La

cellulose a d'abord été séparée par Anselme Payen (1839) à partir de bois traité

alternativement avec de l'acide nitrique et une solution d'hydroxyde de sodium. C'est un

polymère linéaire d’ unités de glucose b-1,4insoluble dans l'eau. Bien que la structure et la

composition des parois cellulaires des plantes varient largement, la teneur en cellulose

représente habituellement 35 à 50% du poids sec et presque 100% pour le coton. L'étude de la

structure supramoléculaire de la cellulose naturelle a montré que les phases cristallines et non

cristallines s'entrecroisent pour former la cellulose. La phase non cristalline prend un état

amorphe lorsqu'elle est testée par diffraction des rayons X car la plupart des groupes

hydroxyles sur le glucose sont amorphes. Cependant, de grandes quantités de groupes

hydroxyles dans la phase cristalline forment de nombreuses liaisons hydrogène, et ces liaisons

forment un énorme réseau qui contribue directement à la structure cristalline compacte.

p. 15 La cellulose est un homopol ymère linéaire composé d’éléments D-glucopyranose liés par des liaisons -1,4-glycosidiques. Elle contient principalement du carbone (44,44%), de l'hydrogène (6,17%) et de l'oxygène (49,39%). La formule chimique de la cellulose est (C

H

O

)

; n, appelé degré de polymérisation (DP), représente le nombre de groupes glucose, allant de quelques centaines à quelques milliers ou même des dizaines de milliers.

Au vingtième siècle, il a été prouvé que la cellulose est constituée d'unités répétitives déshydratées de D-glucose, et l'unité récurrente de la cellulose est appelée cellobiose [35].

Figure 1. Structure de la cellulose [36]

 L’hémicellulose

L'hémicellulose est une autre composante principale des matières fibreuses végétales. En

1891, Schulz pensait que les polysaccharides qui se séparaient facilement du tissu végétal

étaient des produits semi-finis de cellulose ou de molécules précurseurs de cellulose, de sorte

qu'ils ont été appelés hémicelluloses. Il a également constaté que ce composant était facile à

hydrolyser en monosaccharides dans de l'acide minéral chaud ou dilué ou dans une solution

froide de NaOH à 5%.Pour l'hémicellulose, ce concept est vague en termes de structure

chimique et de fonction biologique. Aspinall en 1962 a défini que l'hémicellulose dérivait des

polysaccharides de plantes et comprenait une chaîne de base contenant des résidus de D-

xylose, de D-mannose, de D-glucose ou de D-galactose et d'autres glycosyls en tant que

chaînes ramifiées liées à cette chaîne de base. Contrairement à la cellulose, l'hémicellulose est

un copolymère composé de quantités différentes de plusieurs molécules saccharidiques [35].

p. 16 Figure 2. Structure de l’hémicellulose [37]

 La lignine

La lignine est un polymère poly phénolique extrait de la liqueur noire, qui est un déchet du

procédé de fabrication de la pâte à papier à partir de palmier à huile. La liqueur noire produite

est considérée comme toxique et comme un déchet inutilisable. On a découvert que la liqueur

noire comportait une grande quantité de lignine. La lignine colloïdale extraite de la liqueur

noire par digestion alcaline du tissu végétal peut être précipitée lorsque le pH de la liqueur est

acide. La lignine est un composé riche en groupes fonctionnels, tels que les carbonyles, les

éthers et les hydroxyles. La lignine a été utilisée pour l'adsorption des métaux [38]. La

capacité d'adsorption de la lignine à 30°C était égale à 1587 mg.g

pour le Pb et à 73 mg.g

pour le Zn, celle-ci a augmenté à 1865 et à 95 mg.g

, respectivement à 40°C. La capacité

d’adsorption élevée de la lignine est due en partie aux phénols poly -hydriques et à d'autres

groupes fonctionnels sur la surface [39]. L'échange ionique peut également jouer un rôle dans

l'adsorption des métaux par la lignine.

p. 17 Figure 3. Unités formant la lignine [40]

 Les tanins

Les tanins, biomasse naturelle contenant de multiples groupes hydroxyles et présentant une affinité spécifique aux ions métalliques, peuvent probablement être utilisés comme adsorbants alternatifs et efficaces pour la récupération des ions métalliques. Au cours des dernières années, l'intérêt pour les biomatériaux et plus particulièrement pour les tanins a augmenté. Il existe trois types de tanins : hydrolysables, condensés et complexes. Cependant, les tanins sont des composés hydrosolubles, donc lorsqu'ils sont utilisés directement comme adsorbant pour la récupération de métaux des solutions aqueuses, ils présentent l'inconvénient d'être lessivés par l'eau [41].

Figure 4. Unité flavonoïde dans les tanins [42]

p. 18

 La chitine/Le chitosane

La chitine a été découverte pour la première fois dans les champignons par le professeur Henri Braconnot en 1811.Dans les années 1820, la chitine était également isolée à partir des insectes. La chitine contient du 2-acétamido-2-désoxy- β -D-glucose à travers une liaison β (1

→ 4).La chitine est la fibre naturelle la plus abondante à côté de la cellulose et est semblable à la cellulose à bien des égards. La source la plus abondante de chitine est les coquilles de crabes et de crevettes. Le chitosane a été découvert en 1859 par le professeur C. Rouget. Le chitosane contient des résidus de 2-acétamido-2-désoxy- β -D-glucopyranose et de 2-amino-2- désoxy- β -D-glucopyranose.

Le chitosane a attiré une attention particulière en tant que bio adsorbant en raison de son faible coût par rapport au charbon actif et à ses fortes teneurs en fonctions amines et hydroxyles présentant un potentiel d'adsorption élevé pour divers polluants aquatiques. Ce bio polymère représente une alternative intéressante à d'autres biomatériaux en raison de ses caractéristiques physico-chimiques, de sa stabilité chimique, d'une réactivité élevée, d'un excellent comportement à la chélation et d'une sélectivité élevée vis-à-vis des polluants [43].

Figure 5. Structure de la chitine/chitosane [44]

p. 19

 Les pectines

Les pectines sont des composants naturels des tissus végétaux. Elles sont commercialement produites à partir de divers types de déchets de l'industrie alimentaire tels que les pelures d'agrumes, la pulpe de betterave et les têtes de tournesol.

L'application de pectines en tant qu'agents thérapeutiques, prophylactiques et détoxiques est basée sur leur capacité à former des hydrogels et des complexes insolubles avec des métaux lourds. Ces propriétés de la pectine dépendent de facteurs tels que la source, la voie de préparation et les caractéristiques physico-chimiques de la pectine elle-même [45].

Figure 6. Structure des pectines [46]

p. 20 Tableau 3. Composition chimique de quelques bios matériaux [47]

Type Composition chimique (%)

Cellulose Lignine Hémicellulose Cendre silice

Paille de riz 25-35 10-15 20-30 15-20 9-15

Paille de blé 30-35 16-21 26-32 4,5-9 3-7

Paille d’orge 30-35 14-15 24-29 5-7 3-6

Bagasse de canne à sucre

32-44 19-24 25-35 1,5-5 <4

Bambou 26-43 21-31 15-26 1,7-5 <1

Herbe 30-40 10-25 35-50 5-15 -

Epis de mais 35-45 5-15 35-45 1-2 <1

Feuilles 15-25 5-10 70-80 <1 -

Déchets de coton 80-95 - 5-20 <1 -

Bois dur 40-55 20-25 25-40 <1 -

Bois tendre 40-50 25-35 25-35 <1 -

Noyau d’olive 30-35 20-25 20-30 <1 5-9

Coquille de noix 25-35 30-40 25-30 - -

I.4.1.a. Le compost de feuilles

Le compost de feuilles a été considéré comme un adsorbant approprié puisqu'il y a des études qui montrent que certains types de feuilles et écorces fournissent une surface adsorbante pour les métaux lourds [48]. Malheureusement, puisque la composition du compost de feuilles n'est pas connue, il y a des plages variables d'adsorption disponibles pour les différentes feuilles ou les espèces de bois qui pourraient être dans le compost [49]. Ce qui signifie que l'efficacité du compost de feuilles sera très variable, cela dépend des espèces saisonnières trouvées dans le compost à un moment donné dans une partie donnée.

Le mécanisme avec lequel le compost de feuilles élimine les métaux lourds n'est pas

clairement compris. Une contribution significative est supposée venir du terreau de feuilles

p. 21 trouvé grandissant sur les feuilles compostées. Le terreau de feuilles a été étudié dans le but d ’avoir une cinétique favorable et une capacité d'adsorption afin de réduire les métaux lourds en solution, tel que le chrome, le nickel, le cuivre, le zinc et le cadmium. Le compost de feuilles contient également de l'écorce qui peut être un adsorbant efficace en raison de sa teneur élevée en tannins. Un problème avec les matériaux contenant du tannin est la décoloration de l'eau des phénols, qui peut interférer sur la lecture des instruments d'analyse des métaux. D’une façon générale, les méthodes de traitement des eaux résiduaires basées sur les feuilles sont rapides, avec l'atteinte de l’équilibre d'ab sorption en moins de 30 minutes [2].

I.4.1.b. Le liège

Le liège se compose de l'écorce extérieure du chêne-liège, connue sous le nom botanique de (Quercus suber L) [50]. L'utilisation traditionnelle du liège a porté sur les bouchons pour la mise en bouteille de vin. Cependant, il existe de nombreuses autres applications pour le liège et ses produits : agglomérats, revêtements de sols et de murs, panneaux isolants en liège, composites liège/caoutchouc, éco céramique explorant l'isolation thermique et acoustique et l'isolation vibrante [51]. Plus récemment, en raison de ses propriétés uniques et de son caractère renouvelable, le liège est utilisé comme matériau d'origine dans l'éco conception innovante et est incorporé dans le mobilier, les ustensiles de cuisine, les accessoires et les jouets. L'utilisation du liège pour les problèmes environnementaux, à savoir les déversements d'hydrocarbures est la première application commerciale du potentiel adsorbant du liège. La variété des ressources qui peuvent être produites ou extraites du liège attire l'attention de nombreux chercheurs. La composition chimique du liège a été étudiée depuis le XVIIIe siècle, mais la connaissance totale des caractéristiques chimiques du liège n'est pas encore achevée et beaucoup moins de ses applications et transformations potentielles [52].

Étant une ressource renouvelable et un déchet agricole et industriel, la poudre de liège est

donc une ressource prometteuse pour la technologie environnementale si elle est appliquée

dans la purification des eaux et le traitement des eaux usées et des émissions gazeuses [53].

p. 22 I.4.1.c. Le genévrier

Le genévrier (Juniperus monosperma) a été utilisé comme bio adsorbant pour l’élimination des métaux lourds dans des tests à l’ échelle laboratoire [54]. Le genévrier est un matériel forestier sous-exploité. Plus de 19 millions d'hectares de terre dans le Sud-ouest des États- Unis sont couverts de genévriers. Au cours des années, ces arbustes ont envahi et dominé de larges domaines. De plus, leur abondance a conduit à une accumulation de biomasse qui contribue à l’alimentation des feux de forêts en combustibles [55, 56].

I.4.1.d. Les résidus de blé

Le résidu de blé (Triticum) est un biomatériau ligno cellulosique à faible valeur et sous-utilisé qui est principalement composé de cellulose (34-43%), d'hémicellulose (26-35%) et de lignine (14-21%). La cellulose, l’hémicellulose et la lignine ont un nombre considérable de groupes hydroxyles qui peuvent être utilisés pour la synthèse de polymères fonctionnels. Les résidus de blé sont les plus abondants des résidus agricoles, mais beaucoup d'entre eux sont incinérés ou abandonnés comme déchets sans une utilisation appropriée. En général, la capacité d'adsorption des sous-produits agricoles bruts est très faible. Ainsi, il y a eu un intérêt croissant pour l'utilisation de tels résidus agricoles comme des polymères fonctionnels. On suppose que le résidu de blé est une matière première pour la préparation d'adsorbants de polluants cationiques [57].

I.4.1.e. Les pelures de mangue

La mangue (Mangifera indica L) est un fruit délicieux cultivé dans presque toutes les régions

tropicales et subtropicales du monde. Actuellement, avec environ 27 millions de tonnes de

production par an, la mangue occupe la cinquième place parmi les principales cultures

fruitières. La partie comestible, qui représente entre 33 et 85% des fruits frais, est traitée

pour produire des jus, des nectars, des concentrés, des confitures, des gelées, des barres de

fruits et de la mangue séchée. Durant le traitement de la mangue, la pelure, qui représente 7 à

24% du poids total du fruit, est transformée en sous-produit/déchets devenant ainsi une

source de pollution. La peau de mangue contient de la pectine, de la cellulose, de

l'hémicellulose, des lipides, des protéines, des poly phénols et des caroténoïdes. Parmi ceux-

ci, la pectine et la cellulose sont les catégories prédominantes de polysaccharides présents

dans la pelure de mangue. Ces polymères sont riches en groupes fonctionnels tels que les

acides carboxyliques et les hydroxyles et sont connus pour se lier fortement aux cations

métalliques en solution aqueuse. Par conséquent, la pelure de mangue, en raison de sa teneur