Les traitements dits spécifiques sont des traitements utilisés en potabilisation des eaux (eaux de consommation) concernant certains éléments particuliers , ions ou molécules dissoutes.
Il s'agit ici des procédés physico-chimiques : pour
les traitements biologiques spécifiques, faites Retour, puis
Traitements biologiques.
Certains traitements (échange d'ions par exemple) peuvent
être utilisés sur des types d'eaux différents de
la potabilisation : eaux industrielles en particulier.
Adoucissement.
Raccourcis pour la suite de ce
chapitre sur l'adoucissement :
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Lorsque l'eau est utilisée en distribution ou pour le
refroidissement d'unités diverses, la moindre
élévation de température provoque la
décomposition de ces sels avec une formation, en particulier,
de carbonate de calcium insoluble, générateur de
dépôts, d'entartrage et finalement d'obstruction des
tuyauteries.
En chaudière, dans le cas d'un traitement de l'eau
d'alimentation par simple adoucissement, les bicarbonates de sodium
de l'eau permutée se décomposent en carbonate et en
hydroxyde, d'où l'augmentation très rapide de
l'alcalinité et par suite des purges de
déconcentration, formation considérable d'une
quantité d'acide carbonique qui attaque tous les circuits de
vapeur et d'eau condensée, provoquant leur mise hors d'usage
au bout d'un très bref laps de temps.
Avantages de la baisse de dureté :
A noter :
L'adoucissement concerne la réduction des duretés
carbonatées et non carbonatées.
Selon le procédé utilisé, nous aurons donc :
- une diminution de la dureté totale (TH) et du TAC (exprimant principalement les carbonates et bicarbonates),
- une diminution des sels de calcium et de magnésium (diminution du TH, le TAC ne changeant pas).
Les différents procédés d'abaissement des duretés sont :
Il ne sera question dans ces pages, que des procédés
par décarbonatation et d'échanges d'ions (adoucisseurs)
qui sont à l'heure actuelle les plus fiables et /ou
économiques.
1 - Principe
de la décarbonatation - Réduction de
la dureté carbonatée (TH et TAC)
Raccourci
>
Mise en oeuvre des traitements (décarbonation simple et compacte) |
- Réduction de la dureté carbonatée calcique :
A noter que la réduction de la dureté carbonatée magnésienne (TH Mg) n'est réalisable uniquement qu' à pH > 9,5.
Cette réaction peut se poursuivre jusqu'à un
degré TAC (ou TH) résiduel de 1,5°F .
Mais aussi,
- Neutralisation du CO2 libre :
- Ca[OH]2 (74 mg) + 2CO2 (88 mg) >>> Ca(HCO3)2 (162 mg ou 10°F)
(soit, 0.84 mg Ca[OH]2 utilisée par mg de CO2 neutralisé)
La quantité totale de réactif nécessaire est donc (en produit pur 100%) :
avec, CO2 en mg/l et duretés en °F, et D
correspondant à l'écart entre les valeurs
initiales et finales.
A noter l'évolution du TAC au cours de la réaction
:
avec, TAC et THCa en °F, CO2 libre en mg/l.
Lorsque la décarbonatation et l'adoucissement maximaux sont
atteints, on a TAC = 2 TA.
Le tableau ci-après rappelle les quantités théoriques et pratiques de réactif nécessaires, ainsi que le poids de carbonate formé (sans tenir compte du CO2 libre) :
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En pratique et en première approche, on peut utiliser la formule suivante :
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Principe de la
décarbonatation à la soude :
(nous avons les réactions successives suivantes)
(1) > précipitation de carbonate de calcium CaCO3 et formation de carbonate de sodium.
Na2CO3 (106 mg) + Ca[HCO3]2 >>> CaCO3 (100 mg ou 10°F) + 2 NaHCO3 (84x2=168 mg ou 10°F)
(2) > précipitation de carbonate
de calcium CaCO3 et formation de bicarbonate
(hydrogènocarbonate) de sodium.
Nota : le carbonate de sodium Na2CO3
formé, peut aussi réagir sur la dureté
permanente suivant les réactions ci-dessous (toutefois
seulement à pH élevé) :
Et aussi, il y a neutralisation du CO2 libre :
(soit, 0.91 mg NaOH utilisée par mg de CO2 neutralisé)
Taux de soude théorique pour adoucir.
(par rapport aux réactions 1 et 2)
Pour une mole de NaOH on élimine :
- 1 mole de Ca2+
- 2 moles de HCO3-
- on forme 1 mole de CO32-
et si l'on raisonne en milliéquivalents, il y a donc diminution de 2° TH pour 1° TAC.
Pour précipiter 1°F de Ca, il faut donc 0,1
mmole/l de NaOH soit 4 mg/l de soude pure 100%.
D'autre part la soude injectée neutralise le CO2
libre présent dans l'eau :
Pour neutraliser 1 mg de CO2 libre, il faut 0.91 (40/44) mg de soude (pure 100%).
On en déduit l'expression théorique du taux de soude total à appliquer (g/m3) :
avec, THCa en °F et CO2 en mg/l.
A noter l'évolution du TAC au cours de la réaction
:
avec, TAC et THCa en °F, CO2 libre en mg/l.
Le tableau ci-après rappelle les quantités
théoriques et pratiques de réactif nécessaires,
ainsi que le poids de carbonate formé
(sans tenir compte du CO2 libre)
:
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En pratique et en première approche, on peut utiliser la formule suivante :
ou EQUIL
2 - Mise en
oeuvre des traitements.
Raccourcis pour la suite de ce chapitre sur la
décarbonatation
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Le traitement peut-être combiné pour les eaux de surface avec le traitement classique de clarification au chlorure ferrique. En ce cas, deux mélanges rapides sont prévus :
- Si l'élimination des matières organiques est prépondérante, le chlorure ferrique est injecté avant la chaux.
- Si la réduction de la dureté est prépondérante, la chaux est injectée avant le chlorure ferrique.
Les figures suivantes représentent schématiquement différents types de décanteurs utilisés pour ce genre de traitement.
Notons :
- Le problème majeur est celui de l'élimination des boues qui, en fait, n'est correctement assurée que dans les ouvrages plats équipés d'un racleur qui dirige les boues vers une trémie centrale de collecte.
- Il y a intérêt à prévoir
l'ensemencement de l'eau brute additionnée de réactif
en cristaux déjà formés de carbonate de calcium.
Cette opération est effectuée soit dans le voile de
boue qui s'établit dans ces décanteurs à flux
vertical, soit par aspiration, à l'aide d'un
hydro-éjecteur, d'une certaine quantité de boue
formée (dec. types Degrémont).
- L'eau décantée doit être filtrée.
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A la sortie de l'appareil, l'eau est filtrée.
A noter ce qui suit :
- La chaux doit être obligatoirement injectée
- > sous forme d' eau de chaux,
- Il faut que TH Mg < [(TH Ca)/3],
- > sinon la magnésie produite non retenue dans le réacteur colmatera rapidement les filtres.
L'appareil ne fonctionne correctement qu'à débit constant continu.
Tout le carbonate de calcium cristallise sur un matériau qui joue le rôle de germe de cristallisation.
Principe de fonctionnement :
La sursaturation nécessaire à la cristallisation est
donc obtenue en augmentant le pH par ajout de soude diluée,
dans le bas du réacteur.
Les grains du matériau (marbre ou silice) jouent le rôle
de germes de cristallisation autour desquels se développe le
réseau cristallin de CaCO3.
On obtient donc des "billes" de tailles variables suivant leur
temps de séjour dans la zone de réaction.
On soutire périodiquement les billes ayant atteint leur taille
optimale.
Par rapport aux procédés d'adoucissement industriel
utilisés actuellement qui mettent en oeuvre le lait de chaux
la décarbonatation à la soude présente de
nombreux avantages :
Schéma de principe :
Nota : (A-) correspond à l'anion associé, SO4 par exemple pour le traitement des eaux séléniteuses.
Méthode par échange
d'ions.
Voir éventuellement, par ce lien, les principes
généraux de l'échange
d'ions.
Principe de l'adoucissement sur
résines échangeuses d'ions.
Percolation de l'eau à adoucir sur une résine
cationique qui se trouve sous forme Na+ (saturée
par du sodium) : les cations, principalement le calcium
(Ca2+) et le magnésium
(Mg2+) sont fixés sur la résine (avec R le
squelette de la résine ), qui libère le cation sodium
(Na+).
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La phase d'épuisement (production) sera suivie d'une phase de régénération, soit
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Les capacités
totales des résines sont de l'ordre de 1,9 à
2,2 équivalents par litres de résine (9
500 à 11 000 °F/L).
Les capacités utiles sont fonction du sens
et du taux de régénération
employés et de l'analyse de l'eau à traiter.
Les fuites ioniques sont également fonction des
éléments de l'eau à traiter et des
quantités de régénérant.
A noter que la régénération à
contre-courant du sens d'épuisement permet un gain
substantiel en capacité et en fuite de dureté.
(exemple donné : Résine HP 111E (Imac HP de Rohm & HAAS - lien web), remplacé par HP1110 Na ).
Facteur de correction C
(fonction de la dureté totale)
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Exemples de fuites ioniques, en fonction des taux de régénération, du sens de celle-ci (co ou contre-courant), de la salinité totale et de la teneur en sodium (facteurs de correction A & B)
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La fuite moyenne est obtenue en multipliant la fuite de base (voir graphes ci-dessus) par les facteurs de correction A et B (tableaux), soit : Fuite moyenne = fuite de base x A x B
Le mode et le taux de régénération choisis permettent de déterminer au moyen des figures une capacité utile de base qu'il faut multiplier :
- par le facteur de correction C (tableau ci-dessus) pour une régénération à co-courant
- par les facteurs de correction C et D (tableaux) pour une régénération à contre-courant.
donc : Capacité utile = cap. utile de base x C x D
Données :
Résultats :
- Capacité utile (pour le taux et le sens de
régénération choisi) : 1,2 x 0,95 (C) x 1,0 (D)
= 1,140 eq/litre de résine R , ou 1140 meq/l R (5 700
°F/litre R),
- Fuite moyenne (en sortie de l'échangeur) : 0,010 x 1,9 (A) x
1(B) = 0,019 meq/l (ou 0,095 °F),
- Calcul d'un by-pass de l'eau brute (partie du débit non
traitée) :
Débit eau traitée (m3/h) :
soit,
Débit total d'eau traitée :
50 x (40 - 12)
= 35,083, arrondi à 35,1 m3/h (soit, 70,2 % du débit total)
(40 - 0.095)
Débit total de by-pass (eau brute dérivée donc non traitée) :
(débit total de production - débit d'eau traitée)
50 - 35,1 = 14,9 m3/h (soit, 29,8 % du débit total).
Volume de résine (VR) :
Nota : si l'on prend comme base, une
régénération pour un cycle de production
d'eau traitée de 20 heures, nous obtenons un volume
d'eau traitée de 702 m3 par cycle (35,1 m3/h x
20) ou 702 000 litres.
avec D dureté = (dureté entrée - dureté en sortie), VR en litres
soit,
VR = [35,1 x 20 x 1000 x (40-0,095)] / 5700 = 4914,62 litres
> 4 915 litres (arrondi au litre supérieur), ou 4,915 m3
NB - ions échangés (eau
brute>résine) = (40-0,095), en °F = 39,905 ou en meq :
(8-0,019) = 7,981 meq/l
et ions totaux à fixer (pendant un cycle) = (7,981 x 702), en
equivalents = 5602,662 eq.
A noter que la charge volumique (production d'eau
traitée) sera de 7,14 V/V
(35,1/4,915)
[Vol eau (m3/h) /Vol R]
Analyse de l'eau en sortie d'échangeur
(programme Equil):
Nota : nous pouvons constater que ce traitement à
ajouté 128,8 mg/l de sodium (environ) à la teneur
existante dans l'eau de départ (10 mg/l).
Dimensionnement des échangeurs :
- si l'on choisi une hauteur de résine de 1,50 m (pour
VR=4,915 m3), on obtient une section circulaire intérieure
d'un bidon (échangeur) de 3,277 m² (4,915/1.50), et donc
un diamètre interne de 2,043 m
( racine² de [4 x 3,277 / p]
).
Choisissons (par exemple), deux bidons identiques, donc
de volume de résine (unitaire) de 2,458 m3,
soit avec une hauteur inchangée de 1,50 m, une section de
1,638 m² et un diamètre de 1,444 m (1 444 mm) pour chaque
bidon (ajouter la valeur de l'épaisseur pour les
diamètres hors-tout).
Débit : (35,1/2)= 17,55 m3/h, et
vitesse de passage [Q/S] : (17,55/1,638)= 10,71 m3/h/m²
(m/h).
Quantité totale de sel (solution de chlorure de sodium à 100 gNaCl /litre eau)
Taux = 100 g/litre de résine ou 100 kg/m3 résine, soit :
Volume total de solution (concentration à 100 gNaCl/l) = 4
915 litres de solution (4,915 m3),
soit 2 457,5 litres (2,4575 m3) de solution par bidon.
Temps de contact minimum de 30 mm > débit de régénération / bidon : (2,4575 / 30 x 60) = 4,915 m3/h
Rinçage :
Volumes de rinçage par bidon :
(à contre-courant)
- Vol/Rinçage lent : (2,4575 *2) = 4,915 m3 (2 vol. eau/vol. résine)
- Vol/Rinçage rapide : (2,4575 *3) = 7,373 m3 (3 vol/vol.)
Débit de rinçage par bidon :
- Q/Rinçage lent : identique au débit de régénération, soit 4,915 m3/h,
- Q/Rinçage rapide : identique au débit d'eau traitée, soit 17,55 m3/h.
Durée de rinçage :
- T/Rinçage lent : (60 / 4,915 x 4,915 ) = 60 mn,
- T/Rinçage rapide : (60 / 17,55 x 7,373 ) = 25,21 mn environ (0,42 heure).
Remarque finale :
Les eaux adoucies peuvent présenter un caractère
agressif et/ou corrosif ; en effet le remplacement des ions calcium
par des ions sodium, ne permet plus d'envisager un dépôt
protecteur de carbonate de calcium (couche de Tillmans) ; et par
ailleurs la présence de sulfates et/ou chlorures
accélère les tendances corrosives des eaux vis à
vis des métaux. C'est en partie pour cette raison, qu'il est
conseillé, pour les eaux de distribution (et de chauffage) de
ne pas descendre le TH en dessous de 5°F).
Contrôle du procédé :
La mesure de la dureté (TH total) est la méthode qui
permet un suivi d'une installation d'adoucissement : mesure en sortie
de bidon (fuite) et sortie de l'installation (après le
mélange des eaux).
Ci-joint un exemple de courbe de suivi :
Méthode de calcul.
Programme gratuit proposé par l'auteur : voir Programmes
informatiques
Nota : les calculs sont valables quel que soit le volume d'eau à adoucir, donc installation domestique ou industrielle (la connaissance des paramètres dimensionnels, physico-chimiques de l'eau et de la résine E.I. sont indispensables).
Fer (Déferrisation par la voie
physico-chimique).
Formule : Fe - Masse molaire :
55,8470 g/mol
Nota : pour le traitemen
tpar voie biologique du métal (voir ici)
Principales formes minéralogiques cristallines, dans la
nature :
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Les eaux à potabiliser
Les eaux à potabiliser proviennent soit d'eaux de surface,
soit d'eaux souterraines.
Le fer se trouve généralement dans les premières
sous forme dissoute et non dissoute alors que c'est sa forme dissoute
qui, la plupart du temps, est présente dans les secondes,
cependant d'autres cas de figure existent.
La grande majorité des eaux de surface en équilibre
avec l'atmosphère est située dans une gamme de pH
allant de 5,5 à 8,5 et un intervalle de potentiel redox
compris entre 0,3 et 0,5 Volt. Ces quatre points extrêmes
définissent sur le diagramme suivant une surface ABCD (zone
stable) qui caractérise le domaine d'existence des eaux
naturelles en équilibre avec l'atmosphère.
Nota
Ce rectangle
ABCD représente le champ de stabilité des ions en
milieu aqueux nature, c'est-à-dire, pour des pH compris entre
5,1 et 8.5. Ils sont le plus souvent sous forme soluble (ion ferreux
Fe2+), le gaz carbonique présent dans les eaux
souterraines favorisant la formation des formes solubles
carbonatées :
FeCO3 + CO2 <<< >>> Fe(HCO3)2, (soluble)
(FeCO3 = carbonate de fer
ou Sidérite)
On peut remarquer qu'une grande partie de cette surface est
dans le domaine d'existence de l'hydroxyde ferrique
Fe(OH)3 tandis qu'une faible partie seulement est dans le
domaine des ions Fe solubles, ce qui explique :
- d'une part, qu'il ne peut y avoir des quantités importantes de fer en solution dans les eaux superficielles bien aérées,
- d'autre part, que le fait de mettre en contact avec l'atmosphère une eau mal oxygénée (eau souterraine par exemple) a pour conséquence une remontée du potentiel redox et donc une précipitation de l'hydroxyde ferrique.
Dans le milieu naturel les produits ferrugineux
évoluent,car le transit (stockage et rivière) modifie
notablement la composition de l'eau, et particulièrement la
teneur en oxygène et l'équilibre calco-carbonique.
REMARQUES :
Les conditions d'anaérobiose qui peuvent exister au fond des retenues d'eau favorisent la mise en solution du fer (milieu réducteur et présence de CO2). Par oxydation et action du pH, le fer Fe2+ peut s'oxyder en ion ferrique Fe(OH)3. (théoriquement, dans un intervalle de pH de 5 à 8, le potentiel varie de 0,55 à 0,1 v)
La réaction chimique se résume de la manière suivante :
A NOTER :
- la quantité minimum théorique d'oxygène nécessaire pour oxyder 1 g de Fe2+ est de :
- la quantité d'air minimum (théorique) est donc de :
- une acidification du milieu se produit et tend à réduire la réaction d'oxydation, d'où un meilleur rendement à pH élevé et à fort taux d'oxygène.
- la vitesse d'oxydation sera donc d'autant plus grande que le pH sera élevé. Ainsi les durées d'oxydation (temps de contact entre O2 et Fe2+ seront d'autant plus grandes que le pH sera faible.
- dans les conditions standards, il n'est pas possible de traiter une eau dont le pH après aération sera inférieur à 7,2.
La figure suivante présente un diagramme donnant les temps de contact nécessaire pour l'oxydation (contact air/eau) en fonction du pH pour un rapport de air/eau = 10 % :
Nota : si le pH est inférieur à 7.2, on doit
augmenter le débit d'air en conséquence pour garder un
temps de contact limité.
Complexation.
Carbonates.
Dans les eaux profondes, la principale cause de
dissolution du fer réside dans les fermentations du sol, le
fer dissous étant essentiellement présent sous forme de
bicarbonate. La solubilité dépendra alors de
différents équilibres chimiques et en particulier, du
carbonate ferreux Fe CO3. Pour un pH donné, la
concentration en fer sera inversement proportionnelle à
l'alcalinité.
La figure suivante donne la solubilité maximum
théorique du fer ferreux (Fe2+) :
Au voisinage de la neutralité la solubilité du fer
ferreux sous forme de bicarbonate sera approximativement de :
- 5 mg/l de Fe2+ pour un TAC de 5 °F et de,
- 1.3 mg/l de Fe2+ pour un TAC de 1°F.
Le plus souvent, ce sont les bicarbonates qui seront
l'élément prédominant dans la solubilité
du fer. Au cours du traitement, une élévation
éventuelle de pH et/ou d'alcalinité diminuera la
solubilité de ce métal lié à
HCO3 (bicarbonates).
Si le TAC de l'eau est nul, et en l'absence d'hydrogène
sulfurée (H2S) et d'oxygène, la solubilité du
fer ferreux sera limitée, en fonction du pH, par la formation
d'hydroxyde ferreux.
Silicates et phosphates.
Les silicates et les phosphates sont des complexants du fer ferrique
et donc des inhibiteurs de déferrisation.
Les silicates et polyphosphates sont parfois
utilisés pour empêcher la précipitation du fer
ferrique dans les tuyauteries.
Les recherches et essais effectués dans ce sens nous donnent
quelques indications pour résoudre certaines
difficultés de traitement en déferrisation. Les
difficultés (exceptionnelles) de déferrisation dues
à une eau brute trop riche en silice peuvent probablement
être surmontées par une floculation
complémentaire avec une faible dose de chlorure ferrique. Ceci
pourrait provenir de la nature anionique de l'ion complexe
préalablement formé par le fer et le silicate, qui
devient alors coagulable comme un simple colloïde.
Les silicates semblent plus efficaces que les phosphates (et
polyphosphates) dans la séquestration du fer ferrique. Ces
corps (silicates et phosphates qui sont par ailleurs
bénéfiques en accélérant l'oxydation du
fer ferreux) peuvent, lors des traitements de potabilisation,
gêner la rétention du fer sur les filtres et faire
apparaître de mauvais résultats d'exploitation. Les eaux
brutes concernées sont relativement rares.
Matières organiques.
Le phénomène de complexation avec les
matières organiques se rencontre surtout pour les eaux de
surface et, exceptionnellement, pour les eaux souterraines. Les
matières organiques proviennent, pour un lac, de sa
productivité primaire mais aussi du lessivage du bassin
versant.
On retrouve alors en solution des acides humiques, fulviques,
tanniques, etc. ...
La nature des matières humiques peut être schématisée comme suit :
Les métaux, transportés sous forme anionique dans l'eau, sont réduits par ces acides pour donner des complexes ou des chelates sous forme cationique.
On trouve, entre autres, des complexes ferro et ferri-siliciques,
ferriphosphoriques et humoferriques.
Un fort taux de fer résiduel restera dans l'eau, même si
elle a été convenablement oxydée, tant qu'il
aura des traces de ces matières organiques. Une bonne
élimination du fer passera, dans ce cas, par un traitement des
matières organiques (MO).
Sulfures.
Dans le cas des eaux contenant des sulfures (à des
teneurs de l'ordre de 10-5 M soit 0,37 mg/l
H2S), la solubilité du fer est régie par la
solubilité de la pyrite FeS. A cette teneur, il est
pratiquement impossible d'avoir du fer en solution.
Rappel : le traitement doit
permettre de fournir une eau d'alimentation conforme aux normes
européennes :
- maxi : 0,2 mg/l de Fe (200 microgrammes,
- NG : 0,05 mg/l de Fe (50 microgrammes)
Procédés d'élimination
du fer (en potabilisation).
Ce sont :
PRINCIPE DES TRAITEMENTS
(GÉNÉRALITÉS).
Les traitements correcteurs sont basés sur l'oxydation de ces
métaux sous forme insoluble en modifiant le potentiel
d'oxydation et/ou le pH ou l'utilisation de bactéries
spécifiques.
Principe chimique : passage de la forme dissoute du fer bivalent
(Fe2+) à une forme précipitée
[Fe(OH)3 ; FeCO3].
Les formes oxydées précipitent pour être
retenues, soit en décantation, soit en filtration.
Dans les eaux naturelles, dont le pH est toujours
supérieur à 4, le fer dissous ne peut exister que sous
forme divalente (Fe++ou
fer ferreux).
Il suffit donc, en principe, de l'oxyder en fer trivalent
(Fe+++ou
fer ferrique) insoluble dans les conditions de pH du milieu, pour
obtenir sa précipitation et pouvoir le
séparer.
Le fer ferrique peut se trouver en
effet (à des pH > 4), sous forme
colloïdale. Il peut
également former des complexes
stables avec les matières
organiques, la silice ou les phosphates. Dans tous ces cas, il faudra
adopter des dispositions particulières pour
déstabiliser les colloïdes et/ou détruire les
complexes.
Il est donc parfois nécessaire d'avoir recours à la
coagulation - floculation pour éliminer à la fois le
fer et les matières organiques. Éventuellement il faut
faire appel à un oxydant puissant, autre que la simple
aération (oxydation par l'oxygène de l'air) tel que le
chlore, le dioxyde de chlore ou l'ozone.
Dans les traitements biologiques de ce métal, il est
fait appel à des micro-organismes spécifiques dont le
métabolisme dépend étroitement des conditions de
rH
et, par conséquent, de pH.
Dans certains cas, assez fréquents, le fer peut se trouver
sous forme de sulfure FeS. Il convient alors de prendre des
dispositions particulières pour le traitement.
La
déferrisation sera donc simple, (oxydation à l'air pour
transformer le fer divalent en fer trivalent) ou plus
élaborée (déstabilisation des colloïdes,
destruction des complexes).
Il importe donc de
vérifier la composition analytiques précise des
eaux.
Paramètres à prendre en considération au
niveau d'un projet (sous l'aspect "procédé"
uniquement).
Du schéma graphique, on retiendra que
- Si rH < 14, il reste du fer ferreux dans l'eau filtrée, le milieu n'est pas assez oxydant,
- Si rH > 20, le milieu est trop oxydant et l'oxydation du fer se fait chimiquement,
- Le domaine de déferrisation biologique chevauche la limite théorique séparant les domaines de Fe (II) et Fe (III).
Exemple de diagramme de décision du choix de traitement
:
Limites pratiques du
procédé physico-chimique.
Conditions standards.
Dans les conditions standards, on pourra traiter des eaux
brutes ne présentant pas d'autres nuisances que le fer et dont
les teneurs en éléments suivants ne dépassent
pas les valeurs limites ci-dessous :
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* il faut vérifier que la turbidité n'est pas la conséquence d'une précipitation du fer au cours du transport de l'échantillon.
**H2S est rarement dosé. Quelquefois, la présence de l'odeur caractéristique est notée sur l'analyse. En l'absence de renseignements sur ce paramètre, on sera prudent avec les eaux ne renfermant pas du tout d'oxygène dissous surtout si de l'ammoniaque est simultanément présent.
REMARQUES :
Les eaux à pH < 7, contiennent quelquefois du gaz
carbonique en excès par rapport à l'équilibre
physique, et souvent à caractère agressif. La
possibilité d'évasion du CO2 dépend des
caractéristiques calco-carbonique de l'eau, et la limite peut
donc être calculé (par exemple à l'aide de la
méthode Hallopeau graphique et/ou informatique). A noter que
si cela est possible, l'évasion du CO2 permet d'élever
le pH, mais les débits d'air d'oxydation à mettre en
oeuvre sont beaucoup plus importants (consultation de
spécialistes).
Conditions non standards.
Les conditions non standards s'appliquent aux eaux dont
certains éléments présents entraînent une
modification légère du procédé, mais qui
peuvent cependant subir un traitement d'aération + filtration
classique.
Ce cas est celui ou la présence de Silice au
delà de 15 mg/l ou de Manganèse (> 0,05)
impose un complément de traitement d'oxydation et/ou de
floculation, mais n'oblige donc pas de modifier le
procédé de façon importante.
L'oxydabilité au permanganate > 5 mg/l O2 entraîne la
même modification. Chaque cas devra être
étudié spécifiquement (consultation de
spécialistes).
Principes d'installations.
GÉNÉRALITÉS :
En général, les
installations de déferrisation sont implantées sur des
réseaux d'alimentation réalisés
antérieurement.
Les caractéristiques principales de fonctionnement sont
généralement fournies avec les documents techniques des
dossiers d'appel d'affres. C'est donc à l'installation de
s'intégrer sur le circuit de refoulement des groupes
d'exhaure.
Deux cas peuvent se présenter :
NOTA : L'installation
engendrant une perte de charge supplémentaire, il sera
judicieux de consulter l'exploitant afin de vérifier si les
groupes de forage sont compatibles avec l'accroissement de la
H.M.T.
Principe du traitement
physico-chimique.
Conditions
standards :
Cette filière comportera en général :
Les figures suivantes montrent des schémas de principe d'installation avec 1 ou 2 filtres par tour d'oxydation :
INSTALLATION AVEC 2 FILTRES
Conditions non
standards :
Les conditions non standards s'appliquent aux eaux dont certains
éléments présents entraînent une
modification légère du procédé, mais qui
peuvent cependant être traitées par un système
chimique. Ce cas est celui ou la présence de manganèse
est supérieure à 0,05 mg/l ou l' hydrogène
sulfuré (H2S) est soupçonnée.
Chaque cas devrait être étudié
spécifiquement
Variantes.
Présence de micropolluants : utilisation de bicouche
(charbon-sable) pour la filtration.
Turbidité > 1 NTU : mise en oeuvre d'une
coagulation/floculation directe sur sable ou bicouche.
TRAITEMENT CHIMIQUE
COMPLÉMENTAIRE.
Fer complexé
: rappel on peut a priori suspecter une complexation possible du fer
lorsque la teneur en matières organiques (oxydabilité
au permanganate) se situe au delà de 5 mg/l O2 ou une couleur
vraie de l'eau supérieure à 15 mg/l Pt Co.
Également lorsque la silice dépasse 15 mg/l et les
phosphates 2 mg/l (P2 05).
Si l'on rentre dans l'un de ces cas (voir le cumul des cas ... ) on
doit envisager un complément de traitement par un
réactif chimique, (consultation).
Le complément (à pratiquer entre l'aération et
la filtration) sera basé sur l'action d'un oxydant fort
(ozone/permanganate/bioxyde de chlore) et/ou d'une micro-floculation
(sulfate d'albumine ou chlorure ferrique).
Seul des essais préalables permettraient de décider les
réactifs et taux appropriés et les temps de contact
nécessaires.
La mise en oeuvre de ce traitement amènera donc (pour
réactif oxydant sauf l'ozone et/ou floculant) :
- un poste de stockage et de préparation du réactif
- pompe doseuse (pour floculant)
- système d'injection
- eau de dilution
Cas particulier de l'ozone : les taux
de traitement dépassent rarement 1g O3 / m3 (de 0,4 à 2
selon la teneur en fer Fe2+ et le pH de l'eau).
NOTA : les taux de floculant se situent entre 3 et 10 g de
produit commercial g/m3 d'eau, selon les cas.
PRÉSENCE DE MANGANÈSE:
Un oxydant fort est
presque toujours indispensable.
Le traitement simultané du fer et du manganèse
ne peut s'envisager que si l'eau (après aération) se
situe dans une zone d'oxydoréduction et de pH optimum. En
première approche on peut prendre les courbes suivantes qui
déterminent les zones possibles d'application de cette
filière (figure suivante).
Nous voyons que les droites Eh (v) = f(pH) :
situent, en fonction du pH et du potentiel réel de l'eau, les zones possibles de formes précipitables de Manganèse (dioxyde de manganèse, MnO2) et du Fer (hydroxyde ferrique, Fe(OH)3).
N.B. : tous points (pH,
E(v) ) situés en-dessous de la droite Mn (droite
supérieure - trait plein gros), laissent le manganèse
sous forme soluble (Mn2+). La même remarque
existe pour l'ion ferreux (Fe2+) (droite inférieure
- trait en pointillés).
La plupart des eaux naturelles se placent dans une zone de pH de 5
à 8,5, pour une variation de potentiel E(V) de 0,3 à
0,5 (intérieur des droites en traits intermittents).
Ainsi donc, à l'exception d'une zone E > 0,5 et pH >
à 7,5 ou les formes précipités d'hydroxyde
ferrique (Fe (OH)3) et de dioxyde de manganèse
(MnO2) peuvent coexister, il est nécessaire
très souvent soit d'élever le pH, soit le potentiel
d'oxydoréduction (E).
Dans ce dernier cas, le réglage de l'oxydant qui permet
d'augmenter le potentiel est délicat, afin de ne pas
dépasser un seuil qui amène le manganèse
à rester soluble sous une forme fortement oxydée
(MnO4- soit Mn 7+),
c'est-à-dire avec E(v) > 0,9 pour pH = 5 et E(v) > 0,70
à pH = 8,5, (zone située au dessus de la droite oblique
- trait fin).
REMARQUES : lorsque des dépôts
antérieurement formés de MnO2 existent dans
le sable, un effet catalytique se produit quelquefois,
permettant d'abaisser le taux d'oxydant fort, voir de ne pas
l'envisager (des tests sont nécessaires pour vérifier).
Par ailleurs, les particules de dioxyde de manganèse
étant parfois très fines, on peut être
amené à utiliser un polymère (anionique) qui
améliore la rétention de ces particules.
Pour finir, dans les cas difficiles : fer + manganèse avec
complexation possible de ces éléments, pH faible et eau
à l'équilibre calco-carbonique.
On peut envisager deux étages de traitement :
Nota : pour le traitement combiné du fer et du
manganèse (voire de l'arsenic) des filtres multicouches
basés sur l'utilisation de Sable/MnO2/Hydroxyde de fer, sont
proposés dans l'industrie > Ex : Mangaflo/
MangafloPlus, de Veolia Eau Solutions &
Technologies ( lien
sur VWS ).
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