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1
Lima, José L. F. C., and António Osmaro Santos Silva Rangel. "Détermination spectrophotométrique du phosphore total et inorganique dans les vins par la technique d'injection dans un flux." OENO One 24, no. 2 (1990): 49. http://dx.doi.org/10.20870/oeno-one.1990.24.2.1228.
Full textAbstract:
<p style="text-align: justify;">Deux variables d'un montage utilisant l'injection dans un flux (FIA) pour l'automatisation du dosage du phosphore total (après incinération des échantillons) et du phosphore inorganique dans les vins sont décrites.</p><p style="text-align: justify;">Les montages permettent d'effectuer, par flux continu, les opérations de dilution, réaction de formation du composé coloré et le transport jusqu'au système de détection calorimétrique où s'effectue la mesure.</p><p style="text-align: justify;">Le montage FIA utilisé dans la détermination du phosphore total permet d'effectuer à peu près 120 déterminations à l'heure avec une répétabilité inférieure à 2 % (coefficient de variation). Les résultats obtenus par cette méthodologie pour différents types de vins portugais sont bien en conformité avec ceux fournis par la méthode rapide d'essai de l'O.I.V.; les écarts étant inférieurs à 2 %.</p><p style="text-align: justify;">Le montage FIA développé pour la détermination du phosphore inorganique, qui est une variable de celui utilisé dans la détermination du phosphore total, permet d'effectuer les déterminations directement sur les échantillons de vins dans une zone de réponse linéaire entre 9 et 1000 mg par litre. Il présente une cadence d'analyse d'environ 60 déterminations à l'heure avec un coefficient de variation inférieur à 2 %. En applicant la méthode des ajouts dosés à différents types de vins, on a obtenu des valeurs de récupération entre 98,5 et 103 %.</p>
2
Testud, F. "Phosphore et composés inorganiques." EMC - Pathologie professionnelle et de l 'environnement 6, no. 3 (2011): 1–10. http://dx.doi.org/10.1016/s1155-1925(11)71887-0.
Full text
3
Scheffer, J. D. R. "Recherches sur la diffusion de quelques composés inorganiques et organiques." Recueil des Travaux Chimiques des Pays-Bas 2, no. 7 (2010): 196–200. http://dx.doi.org/10.1002/recl.18830020704.
Full text
4
ter Meulen, H., and H. J. Ravenswaay. "Le Dosage du Cadmium a L'état Métallique dans les Composés Organiques et Inorganiques." Recueil des Travaux Chimiques des Pays-Bas 48, no. 2 (2010): 198–200. http://dx.doi.org/10.1002/recl.19290480211.
Full text
5
Ducros, M., and H. Sannier. "Méthode d'estimation des enthalpies de formation et des enthalpies libres de formation des composés inorganiques." Thermochimica Acta 196, no. 1 (1992): 27–43. http://dx.doi.org/10.1016/0040-6031(92)85004-f.
Full text
6
Le Curieux, F., F. Erb, and D. Marzin. "Identification de composés génotoxiques dans les eaux de boisson." Revue des sciences de l'eau 11 (April 12, 2005): 103–18. http://dx.doi.org/10.7202/705333ar.
Full textAbstract:
Depuis la mise en évidence de trihalométhanes dans les eaux potables en 1974, de multiples travaux ont démontré la présence de nombreux composés génotoxiques dans l'eau de boisson. L'eau potable obtenue à partir d'eau de surface subit un traitement incluant généralement une étape de chloration. Il est aujourd'hui largement admis que l'activité génotoxique des eaux de boisson provient principalement de la chloration des substances humiques, composés organiques naturels contenus dans l'eau brute et issus de la dégradation des déchets animaux et végétaux. Les très faibles concentrations en composés génotoxiques dans les eaux potables nécessitent la concentration des échantillons, procédé qui risque toutefois de modifier la génotoxicité. Plusieurs tests mettant en oeuvre des cellules procaryotes ou eucaryotes, des plantes ou des mammifères, ont permis de mettre en évidence les effets génotoxiques dans des eaux potables chlorées. L'identification des composés génotoxiques est réalisée au moyen des données de la spectrométrie de masse et de la spectroscopie UV ou RMN (proton ou carbone). Ces agents sont généralement non volatils, acides et polaires. Bien que certains composés inorganiques interviennent parfois, la majeure partie de la génotoxicité est attribuée aux agents organohalogénés (bromés ou/et chlorés), les principaux étant les trihalométhanes, acides acétiques, acétonitriles, cétones, et hydroxyfuranones. La fixation de normes contribue à limiter l'exposition des populations aux agents potentiellement dangereux. La qualité des eaux de boisson peut être accrue en utilisant une eau brute moins chargée en matière organique, et en améliorant le traitement chimique tout en veillant à conserver la qualité microbiologique de l'eau produite.
7
CHATELET, A., A. FOURNIER, S. JURJANZ, et al. "L’épandage de matières fertilisantes d’origine résiduaire sur les prairies comporte-t-il des risques en termes de transfert de polluants organiques et inorganiques vers la chaîne alimentaire ?" INRA Productions Animales 28, no. 5 (2020): 383–98. http://dx.doi.org/10.20870/productions-animales.2015.28.5.3041.
Full textAbstract:

 
 
 
 L’objectif de cet article est d’identifier les points de vigilance relatifs aux transferts de polluants inorganiques ou organiques vers les animaux d’élevage via l’ingestion de sol, de plantes, d’eau ou encore de pédofaune, consécutivement à l’épandage de MAtières Fertilisantes d’Origine Résiduaire (MAFOR) sur les prairies. Cette identification consiste à prendre en compte simultanément les quantités de polluants ingérées (quantité de matrice ingérée × concentration du polluant dans cette matrice), la fraction biodisponible et le devenir des polluants au sein de l’organisme. Les études réalisées en conditions de terrain et qui renseignent l’ensemble des données nécessaires pour estimer l’impact des MAFOR épandues sur prairies sont rares et peu conclusives. Elles reposent principalement sur l’application des boues de stations d’épuration sur des prairies et ne permettent pas de comparer l’impact des autres formes de MAFOR. Cependant, en prenant en compte l’ensemble des connaissances sur les transferts de polluants vers les produits animaux, il apparaît que les polluants organiques sont plus fortement absorbés que les Eléments Traces Métalliques (ETM). Seuls les composés peu biotransformés s’accumulent significativement dans les produits animaux. In fine, les polluants organiques se concentrent généralement dans les tissus et produits gras alors que les ETM se retrouvent préférentiellement dans les abats. Cependant, un manque manifeste de connaissances sur le devenir de contaminants organiques émergents (bromés, perfluorés, phtalates et paraffines) ou de certains ETM (vanadium et thallium) doit être signalé. De manière globale, les transferts de polluants organiques et inorganiques vers les produits animaux, suite à l’épandage de MAFOR sur les prairies, ne peuvent être exclus.
 
 
 
8
Salghi, R. "Effet de l'addition de composes inorganiques sur le comportement a la corrosion de l'alliage d'aluminium 3003 en milieu bicarbonate." Annales de Chimie Science des Matériaux 25, no. 8 (2000): 593–600. http://dx.doi.org/10.1016/s0151-9107(00)90001-1.
Full text
9
Bazzi, L., R. Salghi, E. Zine, S. El Issami, S. Kertit, and B. Hammouti. "Inhibition de la corrosion de l'alliage d'aluminium 6063 au moyen de composés inorganiques dans une solution de chlorure de sodium à 3 %." Canadian Journal of Chemistry 80, no. 1 (2002): 106–12. http://dx.doi.org/10.1139/v01-189.
Full textAbstract:
Some inorganic compounds have been tested as corrosion inhibitors for 6063 aluminium alloy in 3% NaCl by electrochemical and metalographic methods. The compounds were MoO42, CrO42, NO2 oxo-anions and Li+ and Mg2+ metallic cations. Results obtained show that these compounds inhibited corrosion of 6063 aluminium alloy, and that the Li+ cations were the best inhibitors. The difference between pitting potential and corrosion potential increase by increasing the concentration of Li+. The maximum inhibition efficiency (E% = 85%) was attained at 5 × 103 M. Increasing temperature from 25 to 55°C improve corrosion resistance of 6063 aluminium alloy in the absence of Li+. However, in the presence of these cations, E% decreased at elevated temperature.Key words: corrosion, inhibition, inorganic compounds, 6063 aluminium alloy, 3% NaCl.
10
Dia, Oumar, Patrick Drogui, Rino Dubé, and Gerardo Buelna. "Utilisation des procédés électrochimiques et leurs combinaisons avec les procédés biologiques pour le traitement des lixiviats de sites d’enfouissement sanitaires - revue de littérature." Revue des sciences de l’eau 29, no. 1 (2016): 63–89. http://dx.doi.org/10.7202/1035717ar.
Full textAbstract:
Les lixiviats des sites d’enfouissement sanitaires contiennent divers types de composés organiques et inorganiques susceptibles de polluer les milieux aquatiques s’ils ne sont pas convenablement traités. Depuis quelques années, on note une utilisation croissante des techniques électrochimiques, avec des résultats satisfaisants, pour le traitement des lixiviats. Parmi les avantages liés à l’utilisation de ces procédés, on peut citer : une faible emprise au sol, un temps de traitement court, une utilisation limitée, voire inexistante, de réactifs chimiques et une facilité d’automatisation. La capacité à traiter les composés organiques bioréfractaires et à augmenter la biodégradabilité de l’effluent constitue un atout majeur lors du traitement de certains types de lixiviats. Dans cette revue de littérature, un accent particulier est porté sur les trois procédés électrochimiques les plus utilisés pour le traitement des lixiviats, à savoir : l’électro-oxydation (EO), l’électro-Fenton (EF) et l’électrocoagulation (EC). Pour chacun des procédés, les différents paramètres opératoires qui influencent l’efficacité du traitement sont élucidés. D’une façon globale, les procédés électrochimiques sont influencés entre autres par l’intensité du courant appliqué, le type d’électrode utilisé, la distance interélectrodes, le temps de traitement, le pH et la conductivité du milieu. Le couplage des procédés électrochimiques et biologiques pour le traitement des lixiviats a été investigué. L’intégration de ces deux procédés permet d’augmenter les performances épuratoires tout en réduisant les coûts et les temps de traitement. Toutefois, des études approfondies sont nécessaires afin d’optimiser ces couplages et d’éclaircir l’influence du traitement biologique sur le traitement électrochimique et vice-versa.
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Bareille, G., M. Labracherie, N. Maillet, and C. Latouche. "Quantification des teneurs en opale biogene des sediments de l'Ocean Austral par diffractometrie X." Clay Minerals 25, no. 3 (1990): 363–73. http://dx.doi.org/10.1180/claymin.1990.025.3.11.
Full textAbstract:
RésuméLe dosage de l'opale biogène dans les sédiments marins peut être effectué par diffractométrie X par la mesure des surfaces des bandes de diffusion et par la mesure des surfaces des pics de cristobalite. La surface de la bande de diffusion, observée sur les diagrammes X de sédiments non chauffés, caractérise la concentration en composés amorphes (organiques et inorganiques). Elle permet de quantifier l'opale biogène de sédiments ne contenant que peu ou pas d'amorphes non biogènes. La surface du pic de cristobalite, obtenu par transformation de l'opale biogène par chauffage à 1050–1100°C pendant 12 h, permet de doser la silice biogène de divers sédiments. Ces deux approches méthodologiques ont été appliquées aux sédiments d'une carotte (MD 84–527) prélevée dans le secteur ouest-Indien de l'Océan Austral. Ce matériel, qui a enregistré la sédimentation des 40,000 dernières années, ne renferme qu'accessoirement des constituants amorphes volcaniques. Les concentrations en silice biogène sont obtenues avec une précision de ±10%. Le comptage des diatomées par observation au microscope a été également réalisé sur les mêmes sédiments. Les courbes des teneurs en opale biogène obtenues par les deux méthodes sont comparables et se corrèlent bien à l'abondance totale des diatomées.
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Rosset, R., S. Douville, M. Ben Amor, and K. Walha. "L'inhibition de l'entartrage par les eaux géothermales du sud tunisien. Étude sur site." Revue des sciences de l'eau 12, no. 4 (2005): 753–64. http://dx.doi.org/10.7202/705376ar.
Full textAbstract:
Une nappe d'eaux fossiles à grande profondeur (800 à 2 700 mètres) a été mise en exploitation dans le Sud-Tunisien pour alimenter une usine d'osmose inverse située à Gabès ayant une production de 15 000 m3 /jour, afin de lutter contre la désertification par irrigation et d'assurer le chauffage de serres pour la production de primeurs. La grande dureté (TH de l'ordre de 100 à 140 °F) de ces eaux géothermales a pour conséquence le colmatage rapide des conduites de distribution : 40 à 50 tonnes de tartre par forage, constitué essentiellement de carbonate de calcium, précipitent chaque année. Ce tartre est constitué d'aragonite comme le montrent la microscopie électronique à balayage et la diffraction des rayons X. Une technique électrochimique, la chronoélectrogravimétrie, permet d'étudier l'inhibition de l'entartrage par des composés de la famille des phosphates inorganiques, des phosphonates organiques et des polycarboxylates. La concentration efficace de chacun de ces inhibiteurs agissant par effet de seuil a été déterminée : elle est de l'ordre de 1,1 à 1,5 mg.l-1 pour l'eau du forage de EL HAMMA. Un essai sur le site de EL MANSOURA a été effectué en privilégiant un inhibiteur produit industriellement dans le Sud-Tunisien, le triphosphate de sodium. A la concentration de 1 mg.l-1 il évite l'entartrage du système de refroidissement de type cascade - piscines et des conduites de distribution.
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Zaviska, François, Patrick Drogui, Guy Mercier, and Jean-François Blais. "Procédés d’oxydation avancée dans le traitement des eaux et des effluents industriels: Application à la dégradation des polluants réfractaires." Revue des sciences de l'eau 22, no. 4 (2009): 535–64. http://dx.doi.org/10.7202/038330ar.
Full textAbstract:
Résumé Cette synthèse traite des procédés d’oxydation avancée (POA) pour le traitement des eaux et des effluents industriels. Ces procédés mettent pour la plupart en combinaison deux ou trois réactifs (oxydants) afin de produire des radicaux hydroxyles. Les radicaux libres sont des espèces hautement actives capables de réagir rapidement et de manière non sélective sur la plupart des composés organiques, réputés difficilement oxydables par voie biologique ou par des traitements chimiques conventionnels. Les POA peuvent être subdivisés en quatre groupes : les procédés d’oxydation chimique en phase homogène (H2O2/Fe2+ et H2O2/O3), les procédés photocatalytiques en phase homogène et/ou hétérogène (H2O2/UV, O3/UV et Fe2+/H2O2/UV; TiO2/UV), les procédés d’oxydation sonochimique et les procédés d’oxydation électrochimique. Le couplage H2O2/Fe2+ représente le système d’oxydation avancée le plus connu et le moins complexe, lequel est souvent employé dans le traitement des effluents industriels. Cependant, dans le domaine de la potabilisation des eaux, le système le plus utilisé et le plus éprouvé est le couplage H2O2/O3 couramment employé pour l’élimination des composés phytosanitaires (pesticides). Les procédés d’oxydation électrochimiques, photocatalytiques et sonochimiques sont des technologies qui nécessitent en général moins de réactif et sont faciles d’automatisation par comparaison aux autres POA. Ces procédés sont présentement en pleine expansion dans le domaine des technologies environnementales, ceci afin d’améliorer les systèmes existants de traitement des eaux usées municipales et industrielles, ou à remplacer les technologies conventionnelles peu efficaces pour l’enlèvement de contaminants organiques réfractaires, inorganiques et microbiens. De nombreuses études réalisées à l’échelle laboratoire ont clairement prouvé l’efficacité des POA pour le traitement de divers effluents. Cependant, le développement de ces procédés dans les filières de traitement des eaux reste encore limité en raison des coûts d’investissement et des coûts opératoires associés. Des solutions et stratégies sont proposées dans ce document, telles que le développement de procédés hybrides et leur couplage avec des traitements biologiques conventionnels, et ce, afin de pallier certaines contraintes spécifiques des POA et faciliter ainsi leur insertion dans les filières de traitement des eaux et des effluents industriels. Ce document a pour objectif de faire une synthèse des différents POA, d’en expliquer leur principe de fonctionnement, de déterminer les différents paramètres les gouvernant, ainsi que leurs applications dans le traitement des eaux et des effluents.
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Seyhi, Brahima, Patrick Droguil, Géraldo Buelna, Jean-François Blais, and Marc Heran. "État actuel des connaissances des procédés de bioréacteur à membrane pour le traitement et la réutilisation des eaux usées industrielles et urbaines." Revue des sciences de l’eau 24, no. 3 (2011): 283–310. http://dx.doi.org/10.7202/1006478ar.
Full textAbstract:
Les effluents issus des stations d’épuration des eaux usées industrielles et municipales contiennent des quantités non négligeables de polluants organiques, inorganiques et microbiens, qui sont rejetés dans l’environnement par voie directe, ou en suivant la filière de réutilisation (irrigation ou arrosage, etc.). Ces eaux résiduaires constituent l’une des principales sources de contamination des eaux de surface et souterraines (augmentation de la demande chimique en oxygène (DCO), coloration et eutrophisation des cours d’eau, etc.). Dans l’optique de palier le déficit croissant des ressources en eau destinées à la consommation humaine, ces eaux résiduaires sont de plus en plus soumises à des traitements poussés en vue d’une réutilisation. Cette réutilisation doit toujours être réalisée dans l’objectif de fournir une eau présentant, en continu, une qualité spécifique liée à l’usage attendu (eau de production, eau de lavage, eau de refroidissement, eau d’irrigation ou d’arrosage, etc.). Les procédés conventionnels peuvent s’avérer non adaptés, notamment par leur manque de fiabilité dans la qualité des eaux traitées et le risque encouru de contamination microbiologique. Pour faire face à cette importante problématique, les techniques membranaires, notamment les bioréacteurs à membrane (BRM), peuvent constituer une avenue potentielle de traitement et de réutilisation de ces effluents. L’intérêt de ces procédés réside dans leur aspect non polluant, leur facilité d’automatisation et leur capacité à éliminer simultanément les différents polluants en une seule étape de traitement. Ces technologies offrent la possibilité de clarifier et de désinfecter simultanément les eaux sans risque de formation de composés organo-halogénés. Dans cet article, les BRM sont situés par rapport aux techniques conventionnelles de traitement biologique d’effluents. Par la suite, un accent particulier est mis sur la présentation des connaissances actuelles concernant les principes de base des BRM, les critères d’application et les conditions d’opération qui influencent les performances de ces technologies. Les développements récents portant sur la modélisation mathématique de fonctionnement et de colmatage de ces modules sont également présentés. Finalement, les applications industrielles et les coûts d’implantation et d’opération de ces technologies sont brièvement discutés.
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Pelletier, Émilien, and Peter G. C. Campbell. "L’écotoxicologie aquatique - comparaison entre les micropolluants organiques et les métaux : constats actuels et défis pour l’avenir." Revue des sciences de l'eau 21, no. 2 (2008): 173–97. http://dx.doi.org/10.7202/018465ar.
Full textAbstract:
Résumé Nous explorons dans cette synthèse les forces et les faiblesses de l’écotoxicologie, en nous limitant aux milieux aquatiques. Notre approche consiste à comparer et contraster le comportement des contaminants organiques et inorganiques (métalliques) et à identifier quelques défis pour l’avenir. La prise en charge des contaminants organiques de synthèse se produit le plus souvent par simple diffusion passive au travers d’une membrane cellulaire. Vu la nature lipidique des membranes biologiques, le coefficient de partage octanol-eau (Kow) du contaminant s’avère souvent un bon prédicteur de sa tendance à se bioaccumuler. Par contre, les métaux présents dans le milieu aquatique se trouvent surtout sous des formes hydrophiles et hydratées qui ne peuvent traverser les membranes biologiques par simple diffusion. Leur prise en charge fait alors appel à un transport facilité qui implique des transporteurs protéiques ou canaux transmembranaires. Le coefficient de partage octanol-eau de ces espèces métalliques se révèle inutile comme prédicteur de leur bioaccumulation. Les approches et les modèles prédictifs diffèrent donc grandement entre contaminants métalliques et organiques. Pour les métaux, deux types de modèles sont couramment employés : des modèles d’équilibre (ex. : le « Modèle du Ligand Biotique » ou BLM) et des modèles cinétiques d’accumulation et d’élimination. Dans les deux cas, les paramètres biologiques des modèles sont considérés comme des « constantes » qui ne sont affectées, ni par la qualité de l’eau ambiante (ex. : pH, dureté), ni par une pré-exposition au métal. Or, il y a maintenant dans la littérature scientifique de plus en plus d’indices que les propriétés clés de la surface épithéliale des organismes aquatiques, qui contrôlent l’accumulation et la toxicité des métaux, ne sont pas constantes, ce qui compromet l’application des modèles dans des cas réels d’exposition chronique sur le terrain. Contrairement aux métaux, l’essentiel du comportement environnemental des composés organiques de synthèse est lié à leur capacité de résister à divers mécanismes de dégradation et à leur biodisponibilité pour les organismes aquatiques. Le modèle de la « fugacité » permet de prédire la distribution de composés organiques entre divers compartiments pour un système considéré à l’équilibre mais de nombreuses contraintes chimiques et biologiques interfèrent avec l’utilisation de ce type de modèle. Les cas des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) et des organométaux sont utilisés pour illustrer ces contraintes. Parmi les tout nouveaux défis de l’écotoxicologie, nous abordons brièvement le développement de la génomique fonctionnelle et de l’approche écosystémique ainsi que la toute nouvelle problématique environnementale posée par les nanoparticules industrielles. L’avenir de l’écotoxicologie aquatique passe nécessairement par : (1) l’obtention de données de terrain et de laboratoire d’excellente qualité; (2) une compréhension approfondie des mécanismes de toxicité aux niveaux moléculaire et cellulaire; (3) le développement de modèles théoriques et empiriques qui intègrent mieux la réalité physiologique et écologique; (4) le développement d’indicateurs écosystémiques capables de fournir une image globale de la qualité d’un environnement aquatique, quelle que soit sa complexité inhérente.