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N° d’ordre : 3416
THESE En vue de l’obtention du : DOCTORAT
Centre de Recherche : Eau, Ressources Naturelles, Environnement et Développement Durable
Structure de Recherche : Laboratoire de Spectroscopie, Modélisation Moléculaire, Matériaux,
Nanomatériaux, Eau et Environnement (LS3MN2E)
Discipline : Chimie physique et environnement
Spécialité : Génie des procédés et Technologies de l’Environnement
Présentée et soutenue le 08/01/2021 par :
Jamal MABROUKI
Lixiviats de la décharge publique contrôlée de la ville de Mohammedia (Maroc) :
Etudes de l’impact sur l’environnement, traitements par voies physico-chimique et
biologique
JURY
Pr. Abdelaziz SABBAR PES, Faculté des Sciences, Université Mohammed
V, Rabat
Président
Pr. Faissal AZIZ PH, Faculté Plolydisciplinaire - Safi, Université Cadi
Ayyad, Marrakech
Rapporteur/Examinateur
Pr. Miloudia SLAOUI PH, Ecole Supérieure de Technologie - Salé,
Université Mohammed V, Rabat
Rapporteur/Examinateur
Pr. Najoua LABJAR PH, École Nationale Supérieure d’Arts et Métiers,
Université Mohammed V, Rabat
Rapporteur/Examinateur
Pr. Ahmed MOUFTI PH, Centre Régional des Métiers de l'Education et de
la Formation Casablanca-Settat, Casablanca
Examinateur
Pr. Malika SERGHINI IDRISSI PES, Faculté des Sciences, Université Mohammed
V, Rabat Examinateur
Pr. Souad EL HAJJAJI PES, Faculté des Sciences, Université Mohammed
V, Rabat
Directrice de thèse
Année Universitaire : 2020/2021
DÉDICACES
«Ce n’est pas parce que les choses sont difficiles que nous n’osons pas, c’est
parce que nous n’osons pas qu’elles sont difficiles» Sénèque
La chose la plus belle et la plus importante c’est le savoir qui donne un vrai
sens à la vie et qui nous aide à exister dans ce monde, pour ce fait je dédie ce
travail :
A ma chère mère que j‘aime, à mon cher père que j‘aime
Un Grand merci…sans vous je ne serais pas entrains d‘écrire ces mots.
A mes frères Fouad et Abdeloihed, et à mes sœurs Latifa, Hanane et Naima
Je ne sais comment vous remercier pour votre soutient, votre présence dans les
moments de difficultés.
A tous les membres de ma famille.
A tous mes amis
A tous ceux que j‘aime
A tous ceux qui m‘aiment
Je dédie ce travail
II
REMERCIEMENTS
Avant tout, je dois remercier ALLAH le tout puissant qui m’a donné le courage, la volonté et la
force pour mener à terme ce travail. Cette thèse est le fruit de quatre années de travail ardu, elle
n'aurait pu être menée à bien sans le soutien et les conseils d'un grand nombre de personnes dont
je suis profondément redevable.
Le travail présenté dans ce mémoire de thèse a été réalisé au sein du Laboratoire de
Spectroscopie, Modélisation Moléculaire, Matériaux, Nanomatériaux, Eau et Environnement
(LS3MN2E) en collaboration avec le laboratoire de la société ECOMED-Mohammedia sous la
direction de Mme le Professeur Souad EL HAJJAJI.
Je tiens tout d’abord à exprimer ma plus profonde gratitude à mon encadrante, Professeur Souad
EL HAJJAJI, de m’avoir accueilli dans son laboratoire et d’avoir consacré son temps, ses efforts et
sa patience à la direction de cette thèse ainsi que pour la confiance qu’elle m’a accordée pendant la
réalisation de ce travail. Veuillez trouver ici le témoignage de ma profonde reconnaissance et ma
grande estime.
Mes remerciements et mes respects s’adressent également à Professeur Abdelaziz SABBAR,
Professeur d’Enseignement Supérieur à la Faculté des Sciences de Rabat pour l’intérêt qu’il a porté
à ce travail en acceptant d’être Président de jury de cette thèse.
Ma reconnaissance s’adresse à Mme Miloudia SLAOUI, Professeur Habilité à l’Ecole Supérieure
de Technologie de Salé, pour l’intérêt qu’elle a porté à ce travail en acceptant d’être rapporteur et
membre de jury de cette thèse.
Mr Faissal AZIZ, Professeur Habilité à la Faculté Polydisciplinaire de Safi, m’honore en
acceptant d’être rapporteur et de participer au jury de thèse. Qu’il me permette de lui exprimer mes
vifs remerciements.
J’exprime à Mme Najoua LABJAR, Professeur Habilité à l’École Nationale Supérieure d'Arts et
Métiers de Rabat, Je lui exprime toute ma reconnaissance et le remercie d’avoir accepté d’être
rapporteur et examinateur de ce travail.
Je remercie Mr Ahmed MOUFTI, Professeur Habilité au Centre régional des métiers de
l'éducation et la formation Casablanca, pour sa gentillesse et ses encouragements. Je le remercie
d’avoir accepté de juger ce travail.
Je tiens à remercier Mme Malika SERGHINI IDRISSI, Professeur d’Enseignement Supérieur à
la Faculté des Sciences de Rabat, d’avoir accepté d’être membre du jury et d’examiner mon travail
de thèse.
Je remercie vivement les responsables de la société ECOMED qui m’ont accompagné tout le
long de ce travail. Ils ont apporté un soutien inestimable dans la réalisation de cette thèse. J’exprime
mes profonds remerciements à mes respectueux professeurs au sein du Laboratoire de
Spectroscopie, Modélisation Moléculaire, Matériaux, Nanomatériaux, Eau et Environnement
(LS3MN2E) qui ont assuré notre formation théorique et pratique ainsi que tous les collègues,
doctorants et personnel de la Faculté des Sciences de Rabat.
III
RÉSUMÉ
Les lixiviats sont généralement des effluents complexes et difficiles à traiter par des procédés
conventionnels. Il devient ainsi prioritaire de développer des procédés innovants et performants
permettant l’élimination d’une large gamme de polluants de ces effluents. Ce travail a eu pour
objectif d’évaluer l’efficacité de méthodes de traitement et de combiner différents procédés pour le
traitement des lixiviats de la décharge contrôlée de la ville Mohammedia. Après leurs
caractérisations et le suivie de leurs évolutions temporelles. De plus, des études ont été menées pour
évaluer l’impact des lixiviats sur les eaux de surface et souterraine.
L’évaluation de la qualité des eaux au voisinage de la décharge, montre que les eaux de la plaine
de Chaâba El Hamra sont très salines et on note l’absence de contamination induite par le lixiviat
de la décharge. L'efficacité des méthodes de traitement a été mesurée en matière d’abattement des
éléments métalliques, organiques et des matières en suspension. Des matériaux naturels ont été
testés et comparés à des produits chimiques commerciales. Les résultats de combinaison des
méthodes ont montré que le meilleur taux d’abattement de la DCO (95%) a été obtenu avec le
couplage de traitement biologique, coagulation-floculation et filtration. Cependant, malgré cette
élimination importante de la DCO, le procédé électrocoagulation reste une méthode simple et facile
à utiliser avec un fort potentiel. Les différents couplages utilisés dans ce travail ont montré leur
efficacité dans l’élimination de la matière organique et inorganique. Il serait souhaitable de tester
ces traitements sur d’autres effluents telles que les eaux usées industrielles, domestiques ou d’autres
effluents complexe (margine).
Mots clés : Lixiviat, Pollution, impact, Traitement physico-chimique, biologique, Décharge
Mohammedia (Maroc).
IV
ABSTRACT
Leachate is generally characterized by complex and diverse pollutants. This makes it difficult to
treat them with conventional processes. Therefore, it becomes a priority to develop innovative and
efficient processes for the treatment of a wide range of pollutants. The objective of this project is to
evaluate the effectiveness of treatment methods and to combine different processes for the treatment
of leachate from the Mohammedia city landfill. After their characterizations and the monitoring of
their temporal evolution, studies were carried out to evaluate the impact of leachates on surface and
groundwater, the assessment of water quality in the vicinity of the landfill site shows that the waters
of the Chaâba El Hamra plain are very saline and the absence of leachate-induced contamination of
the landfill site is noted. The effectiveness of the treatment methods was measured in terms of the
removal of metallic elements and suspended solids. The results of combining the methods showed
that the best COD removal rate (95%) was obtained with the combination of biological treatment,
coagulation-flocculation and filtration. However, despite this significant COD removal, the
electrocoagulation process remains a simple and easy method. The different couplings used in this
work have shown their effectiveness in the removal of organic and inorganic matter. It would be
desirable to test these treatments on other studies such as industrial and domestic waters and also
apply these methods on other complex effluents.
Keywords: Leachate, Pollution, impact, Physico-chemical and biological treatment, Mohammedia
Landfill (Morocco).
V
Table des Matières
DÉDICACES ........................................................................................................................... I
REMERCIEMENTS ................................................................................................................ II
RÉSUMÉ ............................................................................................................................. III
ABSTRACT .......................................................................................................................... IV
TABLE DES MATIÈRES .......................................................................................................... V
LISTE DES ABRÉVIATIONS .................................................................................................... IX
LISTE DES FIGURES ............................................................................................................... X
LISTE DES TABLEAUX......................................................................................................... XIV
INTRODUCTION GÉNÉRALE .................................................................................................. 1
PREMIÈRE PARTIE : SYNTHESE BIBLIOGRAPHIQUE
CHAPITRE I : LIXIVIATS DANS LES CENTRES DES DECHETS URBAINS ....................................... 4
INTRODUCTION .............................................................................................................................. 4
I. DECHETS SOLIDES ................................................................................................................... 4
I.1. Historique des déchets .......................................................................................... 4
I.2. Cadre institutionnel ............................................................................................... 5
II. TYPE DES DECHET .................................................................................................................... 5
II.1 Déchets industriels ................................................................................................ 5
II.2 Déchets ménagers ................................................................................................. 6
II.3 Déchets des hôpitaux ............................................................................................ 6
III. LIXIVIATS DES DECHARGES ........................................................................................................ 6
III.1. Fonctionnement d’une décharge .......................................................................... 6
III.2. Définition ............................................................................................................... 7
IV. PHASES D’EVOLUTION DES LIXIVIATS ........................................................................................... 7
IV.1. Mécanismes de la genèse des lixiviats .................................................................. 7
IV.2. Évolution des déchets ........................................................................................... 8
V. TYPES DE LIXIVIATS .................................................................................................................. 9
V.1. Lixiviats jeunes ...................................................................................................... 9
V.2. Lixiviats intermédiaires ....................................................................................... 10
V.3. Lixiviats stabilisés (> 10 ans) ................................................................................ 10
VI. MECANISMES DE FORMATION DES LIXIVIATS ............................................................................... 10
VII. COMPOSITION DES LIXIVIATS ............................................................................................... 11
VI
VIII. QUANTIFICATION DES LIXIVIATS ........................................................................................... 11
IX. EFFETS DE LIXIVIAT ................................................................................................................ 12
IX.1. Impact des déchets solides sur l’environnement et la santé humaine .............. 12
IX.2. Impact sur la nappe ............................................................................................ 13
X. DECHARGE DU VILLE DE MOHAMMEDIA .................................................................................... 13
X.1. Généralité ............................................................................................................ 13
X.2. Localisation géographique de la décharge .......................................................... 13
X.3. Cadre géologique ................................................................................................ 14
X.4. Ressources en eau de la région ........................................................................... 15
X.5. Données climatiques ........................................................................................... 16
X.5.1. Température........................................................................................................ 16
X.5.2. Pluviométries ....................................................................................................... 17
XI. LIXIVIATS DECHARGE CONTROLEE DE LA VILLE MOHAMMEDIA........................................................ 17
XII. CONCLUSION ....................................................................................................................... 18
CHAPITRE II : PROCEDES DE TRAITEMENT DES LIXIVIATS .................................................... 19
INTRODUCTION ............................................................................................................................ 19
I. COAGULATION-FLOCULATION .................................................................................................. 19
II. ADSORPTION ....................................................................................................................... 20
III. ELECTROCOAGULATION .......................................................................................................... 23
III.1. Historique et principe ............................................................................................. 23
III.2. Techniques expérimentales .................................................................................... 25
III.3. Réactions aux électrodes ........................................................................................ 25
IV. AUTRES METHODES ............................................................................................................... 26
IV.1. Infiltration-percolation ........................................................................................... 26
IV.2. Technologies membranaires .................................................................................. 26
IV.3. Concentration et évaporation ................................................................................ 27
IV.4. Lagunage aéré et naturel ....................................................................................... 27
IV.5. Réacteurs séquentiels en discontinu (SBR) ............................................................ 28
V. CONCLUSION ...................................................................................................................... 29
DEUXIÈME PARTIE: MATERIELS ET METHODES
CHAPITRE I : TECHNIQUE D’ECHANTILLONNAGE ................................................................. 31
INTRODUCTION ............................................................................................................................ 31
I. CHOIX DU SITE DE PRELEVEMENT ET LA PIEZOMETRIE .................................................................... 31
I.1. Choix de site ........................................................................................................ 31
I.2. Mesure du niveau piézométrique ....................................................................... 32
VII
II. ECHANTILLONNAGE ............................................................................................................... 34
II.1. Eaux de surface et souterraine ........................................................................... 34
II.2. Lixiviats ................................................................................................................ 35
CHAPITRE II : METHODES D’ANALYSES ............................................................................... 36
INTRODUCTION ............................................................................................................................ 36
I. METHODES DE CARACTERISATIONS ........................................................................................... 36
II. ANALYSES MICROBIOLOGIQUES ................................................................................................ 37
III. METHODES DE TRAITEMENTS .................................................................................................. 38
III.1. Coagulation-floculation ....................................................................................... 38
III.2. Electrocoagulation .............................................................................................. 40
III.3. Filtration .............................................................................................................. 41
III.4. Traitement biologique ......................................................................................... 46
IV. PLANS D'EXPERIENCES ........................................................................................................... 47
IV.1. Définition et Intérêts des plans d'expériences ................................................... 47
IV.2. Types des plans d’expériences ............................................................................ 48
IV.3. Logiciels des plans d’expériences ........................................................................ 50
IV.4. Analyse statistique .............................................................................................. 51
TROIXIÈME PARTIE : RESULTATS ET DISCUSSION
CHAPITRE I : CARACTERISATIONS DES LIXIVIATS ET ETUDES DE L’IMPACT SUR
L’ENVIRONNEMENT ............................................................................................................... 56
INTRODUCTION ............................................................................................................................ 56
I. DESCRIPTIFS DU LIXIVIAT DE LA DECHARGE ................................................................................. 56
I.1. Caractérisation du lixiviat de la décharge de Mohammedia .............................. 56
I.2. Paramètres mesurés sur site ............................................................................... 58
I.3. Eléments inorganiques ........................................................................................ 60
I.4. Eléments métalliques .......................................................................................... 61
I.5. Eléments microbiologiques ................................................................................. 62
II. EVOLUTION TEMPORELLE DE LA COMPOSITION DE LIXIVIATS DE LA DECHARGE .................................. 63
III. ÉTUDE DE L’IMPACT DE LIXIVIAT SUR L’ENVIRONNEMENT .............................................................. 68
III.2.1. Évaluation physico-chimique et microbiologique des eaux souterraines .......... 68
III.2.2. Faciès chimique des eaux souterraines............................................................... 71
IV. CONCLUSION ....................................................................................................................... 76
CHAPITRE II : TRAITEMENTS DES LIXIVIATS......................................................................... 77
INTRODUCTION ............................................................................................................................ 77
I. TRAITEMENT DES LIXIVIATS PAR COAGULATION-FLOCULATION ........................................................ 77
VIII
II. TRAITEMENT DES LIXIVIATS PAR ELECTROCOAGULATION ................................................................ 97
III. TRAITEMENT BIOLOGIQUE DES LIXIVIATS .................................................................................. 104
III.1. Traitement de lixiviat par aération forcée ........................................................ 104
III.2. Traitement par aération maîtrisée .................................................................... 106
III.3. Optimisation de traitement par plan d’expériences ......................................... 107
IV. BIOFILTRATION POUR TRAITEMENT DE LIXIVIAT ......................................................................... 110
V. CONCLUSION ..................................................................................................................... 118
CHAPITRE III : COMBINAISON DES METHODES DE TRAITEMENT ....................................... 119
INTRODUCTION .......................................................................................................................... 119
I. COMBINAISON D’ELECTROCOAGULATION ET D’AUTRES PROCEDES DE TRAITEMENT ........................... 119
II. TRAITEMENT BIOLOGIQUE .................................................................................................... 120
III. COMBINAISON DE LA CHAUX ET PH BASIQUE ET H2O2 ............................................................... 122
IV. COMBINAISON DE LA CHAUX, FECL3 ET AJUSTEMENT DE PH ........................................................ 122
V. TRAITEMENT PAR ELECTROCOAGULATION ET CHAUX ................................................................... 123
VI. COMBINAISON DE TRAITEMENT PAR COAGULATION (CHAUX ET FECL3) ET FILTRATION ...................... 124
VII. FILIERES DE TRAITEMENT PROPOSEES POUR TRAITEMENT DE LIXIVIAT ......................................... 125
VII.1. Première filière de traitement .......................................................................... 125
VII.2. Deuxième Filière de traitement ........................................................................ 126
VII.3. Troisième filière de traitement ......................................................................... 127
VIII. CONCLUSION .................................................................................................................... 129
CONCLUSION GÉNÉRALE .................................................................................................. 130
RÉFÉRENCES BIBLIOGRAPHIQUES .................................................................................... 133
ANNEXES ..................................................................................................................... 150
IX
LISTE DES ABRÉVIATIONS
ABH : Agence de Bassin Hydraulique
ADEME : Agence De l’Environnement et de la Maîtrise de l’Energie
AGV : Acide Gras Volatil
ANOVA : Analysis of Variance (analyse de la variance)
C0 : concentration initiale (mg/L)
CAC : charbon actif commercial
CB : charbon de bois
CC : Plan Composite Centré
CE : Conductivité Electrique
CET : Centre d’Enfouissement Technique
CF : Coliformes Fécaux
COD : Carbone Organique Dissous
CT : Coliformes Totaux
CU : Coefficient d’Uniformité
DBO5 : Demande Biologique en Oxygène au bout de 5 jours
DCO : Demande Chimique en Oxygène
DMA : Déchets Ménagers et Assimilés
DRX : Diffraction des Rayons X
EDX : Energy Dispersive X-ray (analyse dispersive en énergie des rayons X)
HAP : Hydroxyapatite
HPO : Substances hydrophobes
ICP/MS : Inductively Coupled Plasma mass spectrometry
ICPE : Installations Classées pour la Protection de l’Environnement
IR : Infrarouge
MEB : Microscope Electronique à Balayage
MES : Matières En Suspension
MO : Matière Organique
MS : Masse Sèche
NH4: Ammonium
NTU : Néphélométrie Turbidité
OM : Ordures Ménagères
pH : Potentiel hydrogène
PNDM : Programme National de Gestion des Déchets Ménagers
PT : Phosphate Total
SV : Solides Volatiles
T : température absolue (K)
TSS : Total des Solides en Suspension
Tub : Turbidité
X
LISTE DES FIGURES
Figure 1 : Cinq phases de dégradation des déchets [29] ................................................................... 9
Figure 2 : Localisation de la décharge contrôlée de Mohammedia et les points étudiés[45] ......... 14
Figure 3: Coupe géologique dans le secteur de la décharge [46] .................................................... 15
Figure 4 : Variation mensuelle de la température [52] .................................................................... 16
Figure 5: Variation mensuelle de la pluviométrie [52] ................................................................... 17
Figure 6 : Attraction et répulsion entre deux particules : théorie DLVO ........................................ 19
Figure 7 : Domaines d’existence d’un soluté lors de l’adsorption [56] .......................................... 20
Figure 8 : Schéma de principe d'une cellule d'électrocoagulation à deux électrodes[77] ............... 24
Figure 9 : Carte piézométrique de la zone d'étude(a), Fluctuations de la surface piézométrique des
puits de l'aquifère(b) ................................................................................................................... 33
Figure 10: Mesure de niveau d'eau dans les puits (sonde piézométrique) ...................................... 33
Figure 11 : Superposition 3D des cotés piézométriques et cotés TN des puits de mesure ............. 34
Figure 12 : Carte du réseau hydrographique ................................................................................... 34
Figure 13: Bassins de stockage de lixiviat et point de prélèvement................................................ 35
Figure 14: Coagulants utilisé : Sulfate Ferrique Fe2(SO4)3 (b, a), chlorure Ferrique FeCl3(c) ....... 38
Figure 15: Cactus avant et après miscibilité à l’eau ........................................................................ 39
Figure 16: Montage des plaques en Al et chargeur électrique (a) Plaques en Al (b) ...................... 40
Figure 17: Différents types de plaques (INOX, FER, AL) ............................................................. 41
Figure 18: Série des tamis utilisés pour le tamisage (a), pesée de la quantité à tamiser(b), sable refus
d'un tamis sable (c) (d), .............................................................................................................. 42
Figure 19: Mélange des substrats utilisé dans la filtration .............................................................. 43
Figure 20: Montage expérimental de la colonne de filtration avant et après remplissage .............. 44
XI
Figure 21: Colonnes de filtration de type 2 ..................................................................................... 45
Figure 22: Système de filtration avant et après remplissage ........................................................... 46
Figure 23 : Schéma de fonctionnement de notre système ............................................................... 47
Figure 24 : Schéma du système de fonctionnement de plan d’expériences .................................... 48
Figure 25 : Organigramme des types des plans d’expériences ....................................................... 48
Figure 26:Couleur du lixiviat pour les 3 points de prélévement ..................................................... 57
Figure 27 : Variation mensuelle du flux du lixiviat ........................................................................ 63
Figure 28 : Variation mensuelle de la température (a), O2(b), pH(c), CE (d) ................................. 64
Figure 29 : Variation mensuelle de l'azote total (a), Cl (b), MES (c), NH4+(d) .............................. 65
Figure 30 : Variation mensuelle de la DBO5 (a), DCO(b), P(c), DBO5/DCO (d) .......................... 66
Figure 31: Résultats du pH et de la température ............................................................................. 69
Figure 32: Résultats de l'oxygène dissous et de la conductivité électrique ..................................... 70
Figure 33 : Résultats de DCO et MES ............................................................................................ 70
Figure 34 : Résultats de la DBO5 et du NTK .................................................................................. 71
Figure 35 : Diagramme Piper des eaux souterraines étudiées ......................................................... 73
Figure 36: Diagramme de Piper des anions et des cations .............................................................. 73
Figure 37 : Diagramme de Schoeller-Berkaloff .............................................................................. 74
Figure 38 : Diagramme de Wilcox .................................................................................................. 75
Figure 39: Décoloration du lixiviat après coagulation floculation par sulfate ferrique (a) et chlorure
ferrique (b) .................................................................................................................................. 79
Figure 40 : Variation du pH, Turbidité et DCO en fonction de la concentration en sulfate
d’aluminium ............................................................................................................................... 80
Figure 41: Chaux (a); Balance (b); Floculateur (jar test)(c) ............................................................ 80
Figure 42 : Variation des paramètres en fonction de la dose du chlorure de fer ............................. 82
XII
Figure 43 : Effet de la variation des facteurs sur les MES .............................................................. 84
Figure 44: Résultats du jar test des expériences du plan Box Behnken .......................................... 85
Figure 45 : Courbes d’isoréponses des MES et DCO ..................................................................... 86
Figure 46 : Effets de la variation de la dose de cactus sur les différents paramètres physico-
chimiques .................................................................................................................................... 88
Figure 47 : Evolution des paramètres à pH=6 ................................................................................. 89
Figure 48 : Evolution des paramètres à pH=11,5 ............................................................................ 90
Figure 49 : Evolution de la variation des paramètres en fonction du temps de décantation ........... 91
Figure 50 : Etude graphique des effets de la réponse : DCO et CE ................................................ 93
Figure 51 : Evolution du pH, Turbidité et la conductivité en fonction de concentration du cactus 95
Figure 52: Evaluation visuelle des résultats du traitement .............................................................. 96
Figure 53 : Evolution des paramètres en fonction de l’intensité de courant ................................... 97
Figure 54 : Evolution des paramètres en fonction du temps de décantation ................................... 98
Figure 55: Evaluation de l’influence du pH initial sur les paramètres analysés ............................. 99
Figure 56: Lixiviat après électrocoagulation à pH=6. ..................................................................... 99
Figure 57 : Evaluation de l’influence de la surface des plaques sur les paramètres ..................... 100
Figure 58: Lixiviat après électrocoagulation à pH=6 en utilisant des plaques de 5cm² (a) et de 15
cm²(b) ....................................................................................................................................... 100
Figure 59 : Evaluation de l’influence du type des plaques sur les paramètres (DCO ,MES, CE,Tur)
.................................................................................................................................................. 101
Figure 60: Electrocoagulation avec des plaques en Fer (a) en Inox (b) en Al (c) ......................... 101
Figure 61 : Abattement des paramètres après l’optimisation ........................................................ 104
Figure 62 : Evolution des paramètres physico-chimiques et biologiques du lixiviat après traitement
biologique ................................................................................................................................. 105
Figure 63 : Evolution Bactériologique du lixiviat après traitement biologique ............................ 106
XIII
Figure 64 : Résultats d’effet de l'aération intensive des lixiviats sur les paramètres pendant 10 jours
.................................................................................................................................................. 107
Figure 65 : Variation des réponses de DCO et NTK en fonction du temps d’aération et quantité de
l’oxygène .................................................................................................................................. 108
Figure 66 : Evaluation des paramètres avant et après traitement biologique ................................ 110
Figure 67 : Courbe granulométrique des sables de la plage Harhoura de la ville Rabat .............. 110
Figure 68 : Courbe granulométrique des sables de la plage d'ELOualidia ................................... 111
Figure 69 : Courbe granulométrique des sables de la plage de la ville Mohamedia .................... 111
Figure 70 : Courbe granulométrique des sables de la plage de la ville Bouznika ......................... 112
Figure 71: Analyses par microscopie électronique à balayage de sciure de bois ......................... 112
Figure 72 : Courbe granulométrique de la sciure de bois ............................................................. 113
Figure 73: Lixiviats brut (A); lixiviat après électrocoagulation (B) ;lixiviat après électrocoagulation
et filtration (C) .......................................................................................................................... 114
Figure 74 : Evaluation des paramètres en fonction du composant ................................................ 117
Figure 75: Echantillons de lixiviat après les différents traitements .............................................. 120
Figure 76: Progression de décoloration de lixiviat brut après électrocoagulation et précipitation par
la chaux ..................................................................................................................................... 123
Figure 77 : Evaluation des paramètres après traitement coagulation (chaux et FeCl3) + filtration
.................................................................................................................................................. 124
Figure 78 : Schéma synoptique de la première filière et ouvrages de traitement ......................... 126
Figure 79 : Schéma synoptique de la deuxième filière et ouvrages de traitement ........................ 127
Figure 80 : Schéma synoptique de la troisième filière et ouvrages de traitement ......................... 128
XIV
LISTE DES TABLEAUX
Tableau 1 : Caractéristiques principales des différents types de lixiviats[31] ................................ 10
Tableau 2 : Repérage et codage des points de prélèvement des eaux souterraines ......................... 32
Tableau 3 : Différents produits utilisés ........................................................................................... 39
Tableau 4 : Pourcentages de mélange ............................................................................................. 43
Tableau 5 : Tableau ANOVA (analyse de régression) .................................................................... 51
Tableau 6 : Coefficients de corrélation ........................................................................................... 52
Tableau 7 : Caractéristiques des lixiviats pour les 3 points de prélèvement ................................... 56
Tableau 8 : Composition des lixiviats dans les trois points d’échantillonnage ............................... 57
Tableau 9 : Teneur en anions et cations des lixiviats ...................................................................... 61
Tableau 10 : Teneur en métaux lourds des lixiviats ........................................................................ 62
Tableau 11 : Composition microbiologique des lixiviats................................................................ 62
Tableau 12 :Valeurs des métaux lourds dans des lixiviats de décharges de Mohammedia ............ 67
Tableau 13 : Qualité physico-chimique et microbiologique des eaux souterraine des prélèvements
.................................................................................................................................................... 72
Tableau 14 : Résultats des analyses physico-chimiques et biologiques des eaux superficielles. ... 76
Tableau 15:Caractérisation du lixiviat après coagulation-floculation par le chlorure de fer .......... 77
Tableau 16 : Caractérisation du lixiviat après coagulation-floculation par le sulfate Ferrique ...... 78
Tableau 17 : Résultats des analyses de lixiviat traité par sulfate d’aluminium ............................... 79
Tableau 18 : Caractérisation du lixiviat après précipitation par la chaux ....................................... 81
Tableau 19 : Résultats des analyses du lixiviat traité par le chlorure de fer et la chaux ................. 82
Tableau 20 : Facteurs de la matrice de criblage et domaines de variation ...................................... 83
Tableau 21 : Résultats des réponses de la matrice de criblage ........................................................ 83
XV
Tableau 22 : Estimations et statistiques des coefficients sur les MES ............................................ 84
Tableau 23 : Domaine de variation des facteurs du plan Box-Behnken ......................................... 85
Tableau 24 : Evolution des paramètres physico-chimiques dans les différents échantillons .......... 87
Tableau 25 : Résultats du traitement par le déchet de banane ........................................................ 91
Tableau 26 : Résultats et Abattement lors de traitement par le cactus et le déchet de banane ....... 92
Tableau 27 : Résultats de plan fractionnel complet ........................................................................ 93
Tableau 28 : Résultat du traitement par la chaux et le cactus ......................................................... 94
Tableau 29 : Evaluation des paramètres en fonction des combinaisons ......................................... 95
Tableau 30 : Résultat des analyses de traitement de cactus et déchets de banane .......................... 96
Tableau 31 : Facteurs et matrice d’optimisation de traitement de l’électrocoagulation ............... 102
Tableau 32 : Résultat des expériences d’optimisation l’électrocoagulation ................................. 103
Tableau 33 : Caractérisation des éléments spécifiques pour le traitement biologique du lixiviat 106
Tableau 34 : Plan de surface de réponse, plan expérimental et résultats expérimentaux enregistrés
lors du traitement ...................................................................................................................... 108
Tableau 35 : Abattement des paramètres après le traitement biologique ...................................... 109
Tableau 36 : Composition de sciure de bois de la zone 1 et 2 ...................................................... 113
Tableau 37 : Caractérisation de lixiviat après électrocoagulation et filtration .............................. 115
Tableau 38 : Champs de variation et codage des facteurs ............................................................. 115
Tableau 39 : Plan de mélange, plan d’expérimentation et résultats de traitement ........................ 116
Tableau 40 : Caractérisation du lixiviat après le traitement par les différents procédés ............... 119
Tableau 41 : Résultats de traitement biologique de lixiviat .......................................................... 121
Tableau 42 : Caractérisation de lixiviats traités par Chaux +H2O2 ............................................... 122
Tableau 43 : Résultat du traitement du lixiviat par la chaux + FeCl3 + H2O2 ............................... 123
Tableau 44 : Résultats de traitement par électrocoagulation et la chaux ...................................... 123
XVI
Tableau 45 : Abattement des couplages des méthodes de traitement ........................................... 124
Tableau 46 : Evaluation des paramètres au cours des étapes de traitement de première filière ... 125
Tableau 47 : Evaluation des paramètres au cours des étapes de traitement de la deuxième filière
.................................................................................................................................................. 127
Tableau 48 : Evaluation des paramètres au cours des étapes de traitement de la troisième filière 128
Tableau 49 : Comparaison des paramètres dans chaque filière de traitement ............................. 129
1
INTRODUCTION GÉNÉRALE
La production des déchets ménagers et assimilés est élevée au Maroc ; plus d’un kilo de déchets
par personne sont produits chaque jour. Les modes de gestion et de traitements des déchets ménagers
et assimilés sont diversifiés pour tenter de limiter le recours au stockage aux seuls déchets
ultimes[1]. Aujourd’hui, le recyclage est couramment admis et la notion de déchet réutilisable s’est
banalisée [2].
Au Maroc, la production croissante des ordures ménagères (OM) et des déchets industriels
entraîne des problèmes de pollution critiques. La nature complexe et hétérogène de ces déchets
implique des difficultés pour leur traitement et leur gestion. Une grande partie est mise en décharge,
sans précautions, ce qui constitue une réelle et permanente menace pour l’environnement[3]. Parmi
les problèmes rencontrés au niveau des décharges, on trouve la production de lixiviat.
En effet, les lixiviats désignent les eaux issues de l’hydrolyse et de la décomposition des déchets
ainsi que les eaux qui ont percolé à travers les déchets. Les lixiviats des déchets ménagers et
assimilés sont généralement des effluents très chargés en matière organique plus ou moins
biodégradable, en sels et en divers polluants organiques et inorganiques [4]. Les lixiviats constituent
un problème dans le traitement des déchets ménagers. Ces jus de poubelle pollués sont tellement
abondants au Maroc qu’ils donnent le tournis aux sociétés délégataires qui exploitent actuellement
les 17 décharges contrôlées en service dans le royaume.
Au niveau des décharges contrôlées, les lixiviats sont en outre fortement influencés par les
conditions climatiques [5]. La production est en effet fortement corrélée avec les précipitations. En
même temps, les climats chauds accélèrent la décomposition et peuvent entrainer d’importantes
productions de lixiviats lorsque les déchets sont riches en matière organique putrescible. L’évolution
des lixiviats en profondeur et dans le temps s’accompagne aussi d’un changement significatif de la
composition de ces effluents en augmentant la concentration massique et le caractère polluant [6].
Actuellement, plusieurs techniques sont utilisées pour la lutte contre la pollution générée par des
lixiviats; à savoir des méthodes physicochimiques, membranaires, biologiques, procédés
combinés[7], [8]. Cependant, l’âge de lixiviat influence fortement l’efficacité du traitement. Il est
donc très important d’apporter des réponses concrètes aux multiples questions que pose la mise en
œuvre d’une gestion intégrée et durable des déchets solides et des rejets de lixiviats stabilisés,
adaptée aux spécificités des pays en cours de développement, et particulièrement le Maroc [9], [10].
L’objectif de notre travail est double. Le premier objectif a été d’analyser les impacts des lixiviats
de la décharge contrôlée de Mohammedia sur son environnement (eau et sol). Le deuxième objectif
a été l’évaluation des traitements des lixiviats existant et leurs modifications pour la mise en place
2
d’une filière efficace dans ce domaine. Une des voies explorées a été l’étude de l’efficacité d’un
nouveau floculant naturel biodégradable et la comparaison par rapport à des produits commerciaux.
Ainsi, nous avons étudié la possibilité de valoriser un produit résultant d'une plante naturelle en tant
que floculant naturel, utile dans le traitement physico-chimique "coagulation-floculation" des
lixiviats [11], [12].
De même, nous avons essayé également de valoriser des substances naturelles de la région centre
et sud du Maroc, afin de minimiser l’effet toxique des produits chimiques (chlorure de fer et sulfate
d'alumine)[13], dans le but de respecter les normes de plus en plus rigoureuses et réduire le coût de
traitement des lixiviats. Dans ce contexte, nous avons mis en place des procédés d’élimination par
association de deux étapes de neutralisation et de coagulation par un agent floculant extrait des
cactus marocains " figuier de barbarie"[14].
Les grands axes de notre travail sont présentés dans cette thèse suivant le plan ci-dessous :
La première partie, composée de 2 chapitres, est consacrée à un état de l’art sur la gestion des
déchets au niveau mondial et marocain puis le cas particulier de la décharge contrôlée de la ville de
Mohammedia, les principaux polluants, leur toxicité et les méthodes de dépollution ainsi qu’un
rappel sur les données climatiques de la région.
La deuxième partie, comprenant 2 chapitres, est une compilation des différentes méthodes de
traitement. Elle comporte également les méthodes de caractérisation ainsi que les différents
protocoles expérimentaux utilisés. Quelques notions de base de la méthodologie de la recherche
expérimentale basée sur les plans d’expériences ainsi que les différents types du logiciel utilisé dans
ce travail sont présentées.
Dans la troisième partie, avec 3 chapitres, nous présentons l’étude d’impact et l’optimisation par
les plans d’expériences des traitements, afin de déterminer les conditions optimales et les paramètres
les plus influents. Le dernier chapitre regroupe les différents résultats obtenus des traitements et les
combinaisons possibles entre les différentes techniques afin d’améliorer l’efficacité des traitements.
Enfin, une conclusion générale et des perspectives.
3
PREMIE RE PARTIE :
Synthèse bibliographique
4
Chapitre I : Lixiviats dans les centres des déchets urbains
Introduction
La mise en décharge contrôlée est parmi les procédures d'administration des déchets les plus
développées. Conformément aux nouvelles dispositions administratives, notamment la loi n ° 2-09-
284 / 2009 [15], le gouvernement marocain a opté pour cette méthode, compte tenu de la simplicité
de son exécution contrastant avec différents types de procédures, par exemple, l’incinération ou la
fertilisation du sol. Un projet d'actualisation du CET a été lancé depuis 2000. Ce chapitre présente
une étude bibliographique sur les déchets solides et les lixiviats dans les centres d'enfouissement
technique au niveau mondial, diverses modalités réglementaires d'exploitation visant à maîtriser les
impacts de ce procédé de traitement des déchets sur l'homme et sur l'environnement (eau, air, sols...).
Les aménagements techniques sont fonction de la nature des déchets traités (OM, DIB, déchets
dangereux).
I. Déchets solides
I.1. Historique des déchets
L’évolution démographique et l’intensification des activités économiques sont accompagnées
d’une augmentation de la production des déchets, environ 4,5 millions de tonnes/an des déchets
ont été produits par les habitants et 800 000 tonnes/an des déchets sont jetés par les industriels [3].
Cela conduit à une moyenne de 1 kg de déchets par jour pour chaque habitant. Ces déchets sont
variés et admettent ce qui est industriel et hospitalier.
Le développement socio-économique et la dynamique urbaine que le Maroc a connue ont
encouragé le royaume à confronter le problème des déchets et à initier une réforme dans le secteur
des déchets solides. En 2006, le gouvernement a édicté la première Loi sur les Déchets Solides. Le
Royaume du Maroc a établi une stratégie intégrée qui comprend un cadre juridique et institutionnel,
l’allocation de ressources financières, ainsi que des plans et initiatives stratégiques[16]. Il a
développé un système de collecte, de traitement, de tri, de stockage, d’élimination et de récupération
qui prend en compte les spécificités des déchets à savoir :
• Techniques (type et caractéristiques des déchets, techniques de collecte adaptées aux
besoins urbains, développement de décharges, procédés de traitement, méthodes de
récupération, etc.) ;
• Des questions humaines et socio-économiques (tenant compte des personnes vivant
directement ou indirectement grâce à la récupération et le recyclage des déchets, création
de nouveaux emplois, etc.).
5
Au Maroc, la génération totale des déchets solides est de 6,852 millions de tonnes métriques (T).
La génération des déchets urbains est actuellement environ 0,67 kilogrammes par jour et par tête,
alors que la génération de déchets ruraux est d’environ 0,3 kilogrammes par jour. La collecte des
déchets solides urbains est régulière et presque quotidienne, elle est estimée à 5,5 millions de T(ton)
par an. En 2013, la collecte des déchets solides urbains couvre à peu près les 74% des déchets
générés dans des superficies urbaines. Pourtant, seulement 35% des déchets générés au total est
déposé dans des décharges sanitaires, bien que ce chiffre ait augmenté, il était de 10% en 2008[3].
I.2. Cadre institutionnel
Loi 28-00 sur la gestion et le dépôt des déchets fixe le statut et fournit le cadre général pour le
secteur au Maroc. De plus, il y a actuellement un total de 855 citations sur les déchets adoptés par
le code juridique marocain concernant l’environnement, dont une compilation peut être trouvée dans
le site internet du Ministère de l’Environnement.
Le cadre juridique est l’axe de priorité au Maroc pour reformer le secteur des déchets. Cela a été
confirmé pendant les discussions sur la Charte Nationale pour l’Environnement et le
Développement Durable, qui ont fait valoir la nécessité de renforcer le cadre juridique sur
l’environnement [17].
Pour faire face aux défis posés par la gestion des déchets ménagers et des déchets assimilés, les
Ministères de l’Intérieur, des Finances et de l’Environnement ont développé conjointement le
PNDM, qui a pour but d’améliorer la gestion des déchets solides municipaux d’ici 2022. De 2009
à 2011, la Banque Mondiale a apporté son soutien aussi bien financier que technique pour ce
programme sous forme de prêts aux politiques de développement (DPLs).
II. Type de déchets
II.1 Déchets industriels
Le problème de la gestion des déchets au Maroc, plus spécifiquement des déchets industriels,
est posé avec acuité compte tenu des quantités générées, de la multitude des sources de
production, de l'insuffisance de moyens et de filières professionnelles spécialisées dans le
traitement et la valorisation des déchets. Les dernières estimations sur le volume des déchets
industriels générés par le secteur industriel Marocain font état d’une production d’environ 1,57
Millions de tonnes de déchets par an dont 256 000 sont des déchets dangereux. Les déchets
industriels (les produits chimiques, eaux usées, huiles, etc.), contiennent des composants dangereux
qui doivent être manipulés, stockés, transportés et évacués à l'aide des traitements/procédés
spéciaux. Ce type de déchet solide nécessite des accords institutionnalisés du type de ceux
passés pour les déchets d’hôpitaux [18].
6
II.2 Déchets ménagers
Au Maroc, la population urbaine constitue 51% de la population totale. La production
actuelle des déchets ménagers en milieu urbain est estimée à 5,3 millions de tonnes par an, soit
une moyenne de 0,76 kg/hab, et dans les zones rurales 1,47 millions de tonnes par an, soit
une moyenne de 0,28 kg/hab/jour. Le taux de collecte professionnalisé (gestion déléguée) est de
80% concernant 90 contrats et 106 communes. Suite à l’insuffisance de la collecte, ces déchets
sont très souvent éliminés dans des décharges sauvages ou encore dans des points noirs et
dans les cours d’eau sans aucun traitement ni contrôle, ce qui engendre de graves
conséquences aussi bien sur la santé publique et l’environnement que sur l’avenir des activités
socio-économiques dans notre pays [3].
II.3 Déchets des hôpitaux
Les déchets des hôpitaux sont souvent toxiques, comme ils contiennent des matières infectieuses
et dangereuses. Ces déchets sont sous-divisés en plusieurs catégories (déchets généraux, déchets
infectieux et déchets biologiques) :
➢ Déchets dangereux (20 à 30 %) ;
➢ Déchets à risque infectieux (15 à 25 %) ;
➢ Déchets anatomiques (1 %) ;
➢ Déchets piquants, tranchants (1%) ;
➢ Déchets pharmaceutiques (3%) ;
➢ Déchets chimiques et toxiques (1%) ;
➢ Radioactifs, génotoxiques (1%).
Un lit hospitalier produit près de 3 kg de déchets par jour (entre 1,5 et 4,5 kg/lit)
La capacité litière nationale est de 30000 lits avec un taux d’occupation moyen de 61%.
Les hôpitaux publics et privés produisent près de 21000 tonnes de déchets dont 6 000 tonnes sont
considérés à haut risque pour la santé des citoyens[19].
III. Lixiviats des décharges
III.1. Fonctionnement d’une décharge
Le fonctionnement d’une décharge peut être assimilé à un réacteur bio-physico-chimique
donnant lieu à des réactions et à des évolutions complexes qui aboutissent à la transformation
7
chimique, physique et biologique des déchets. Du fait des conditions géologiques et hydrologiques
du site, de la nature des déchets stockés et du mode de gestion de l’exploitation, chaque décharge
est un cas unique. Il n’est donc pas envisageable de déterminer avec précision un mode
d’évolution qui serait applicable à tous les centres [20].
Cependant, certains phénomènes sont communs à la majorité des sites et peuvent être
quantifiés permettant ainsi de caractériser l’évolution d’une installation de stockage, en particulier,
en ce qui concerne les aspects biologiques, physico-chimiques, hydrauliques et géotechniques.
o Les matières biodégradables mises en décharge font l’objet d’une évolution biologique sous
l’action des bactéries aérobies puis des bactéries anaérobies.
o En l’absence des dispositions particulières, l’eau qui s’écoule à travers la masse des déchets
produit des lixiviats en se chargeant des substances chimiques et/ou biologiques.
o Des réactions chimiques ou physiques conduisent à la destruction partielle de la matière et
à la solubilisation de certaines espèces ou à leur transformation en gaz.
o Les déchets stockés, et souvent les sols qui les entourent, sont constitués des matériaux
hétérogènes sur le plan de leur qualité physique. Les casiers et les alvéoles subissent donc
des tassements qui modifient leurs caractéristiques mécaniques et géotechniques.
III.2. Définition
Le terme lixiviat désigne les eaux météoriques qui en percolant à travers la décharge se chargent
d’éléments polluants minéraux et organiques. Cependant, la lixiviation est la migration des
substances solubles, et le lessivage correspond à la migration des particules en suspension.
Les lixiviats sont considérés comme des eaux industrielles complexes à traiter vu leur
composition :
▪ Présence de la matière organique biodégradable (DBO biodégradable),
▪ Présence de la matière organique non biodégradable (Talon dur DCO) principalement
des acides humiques,
▪ Présence d’Azote sous forme d’ammonium (NH4+),
IV. Phases d’évolution des lixiviats
IV.1. Mécanismes de la genèse des lixiviats
Les mécanismes de la genèse des lixiviats sont très complexes, ils sont de natures biologique et
physico-chimique [21] :
8
IV.1.1. Mécanismes physico-chimiques
L’évolution du pH, du pouvoir tampon, de la salinité et du potentiel d’oxydoréduction des
solutions percolant à travers les déchets mettent en œuvre des mécanismes chimiques de
solubilisation, de complexation d’oxydoréduction, d’adsorption, de neutralisation et de transfert de
matière.
IV.1.2. Mécanismes biologiques
Les processus biologiques aérobies et anaérobies jouent un rôle prépondérant dans la genèse des
lixiviats. En effet, les déchets enfouis servent de substrats aux micro-organismes hétérotrophes
(bactéries, levures, champignons) responsables de la dégradation de la fraction organique
fermentescible. Les effets de cette activité microbiologique peuvent être multiples, directs ou
indirects, comme ils peuvent déclencher des phénomènes physico-chimiques secondaires[22].
IV.2. Évolution des déchets
Au cours de l’exploitation d’une décharge, on distingue cinq phases de décomposition des
ordures ménagère [23].
IV.2.1. Phase aérobie
Au moment de la mise en place des déchets, l’oxygène présent est consommé (décomposition
aérobie). L’activité des bactéries aérobies strictes permet la dégradation de la matière organique
facilement dégradable et oxydable. A partir d’une modélisation obtenue sur le site de Montech selon
Aguilar et Aran [24], ils estiment qu’en moyenne 5 à 15 % de la matière organique biodégradable
est consommée (figure 1).
IV.2.2. Phase de transition
Elle représente le passage progressif des conditions aérobies aux conditions anaérobies. Elle se
caractérise par une chute du potentiel redox (le milieu devient réducteur) et une augmentation
de la DCO (demande chimique en oxygène, proportionnelle à la concentration en matière
organique)[25]. Elle dure de quelques jours à quelques semaines.
IV.2.3. Phase acétogénique
Cette phase peut s’étendre sur plusieurs années voire plusieurs décennies. Elle est caractérisée
par la présence de bactéries dites "acétogènes" qui hydrolysent et transforment la matière
organique par fermentation produisant des molécules simples et solubles (acides gras,
ammoniaque)[26] (figure 1). Les lixiviats produits durant cette période possèdent de fortes valeurs
en DBO (demande biochimique en oxygène) et un pH acide. Ces propriétés agressives facilitent
9
la dissolution d’autres composés tels que le fer, le manganèse, le zinc, le calcium et le
magnésium[27].
IV.2.4. Phase méthanogénique
Cette étape de biodégradation de la matière organique correspond à la production de méthane (de
l’ordre de 50 à 60 % en volume) et de dioxyde de carbone (teneurs comprises entre 40 et 60% en
volume) à partir des produits organiques issus des étapes métaboliques précédentes, exceptée la
formation de biogaz. Le lixiviat présente une faible DCO représentative d’une matière organique
difficilement biodégradable (figure 1). La méthanogenèse est assurée par les bactéries
méthanogènes qui sont des bactéries anaérobies strictes très particulières du point de vue
structurel et physiologique et qui font partie de la classe des Archaebactéries [28].
IV.2.5. Phase de maturation
C’est la phase finale de maturation qui s’accompagne d’une chute d’entrée progressive d’air au
sein du milieu, c’est la partie représentée par la DCO dure et le relargage des métaux lourds
fortement retenus aux composés organiques ou à des espèces réduites (sulfures).
Figure 1 : Cinq phases de dégradation des déchets [29]
V. Types de lixiviats
V.1. Lixiviats jeunes
Ces lixiviats se caractérisent par une charge organique élevée[30] relativement biodégradable
constituée principalement d’acides gras volatils. Ces lixiviats peuvent être chargés en métaux (2
g/L) du fait de leur pH relativement bas (< 6,5). Ils correspondent aux premières phases non
méthanogènes de l’évolution d’une décharge [31].
10
V.2. Lixiviats intermédiaires
Au fur et à mesure que la décharge vieillit et que les déchets se stabilisent, la charge organique
diminue et les acides gras volatils se raréfient (20 à 30% de la charge du lixiviat) au profit de
composés de hauts poids moléculaires. L’émergence de ces composés tend à diminuer la
biodégradabilité du lixiviat. De ce fait, le pH est voisin de la neutralité et la charge en métaux
devient négligeable. Ces lixiviats correspondent globalement à la phase méthanogène stable.
V.3. Lixiviats stabilisés (> 10 ans)
Ils sont caractérisés par une faible charge organique, composée essentiellement de
substances humiques (acides fulviques et humiques) de hauts poids moléculaire (la DCO
dépasse 3000 mg/L)[32]qui sont réfractaires à la biodégradation (DBO5/DCO < 0,1). Ces lixiviats
stabilisés correspondent à la phase de maturation de la décharge.
Tableau 1 : Caractéristiques principales des différents types de lixiviats[31]
Types
Paramètres
Lixiviats jeunes Lixiviats
intermédiaires Lixiviats stabilisés
Age de la décharge < 5 ans 5 à 10 ans >10 ans
pH <6,5 6,5 à 7,5 > 7.5
DCO (g.L-1) 10 à 20 5 à 10 < 5
DBO5/DCO
(biodégradabilité)
>0,5
Bonne
0,1 à 0,5
Assez faible
<0,1
Très faible
AGV* (% du COT) >70 5 à 30 <5
*AGV : acides gras volatils
VI. Mécanismes de formation des lixiviats
Les lixiviats sont produits lorsque la teneur en humidité dépasse la valeur maximale de
rétention qui est définie comme la valeur maximale de liquide que peut retenir un milieu
poreux sans produire de percola [33]. Ce processus dépend de plusieurs facteurs :
o Facteurs climatiques et hydrogéologiques : les pluies, la neige, l’intrusion des eaux
souterraines ;
o Qualité des déchets : l’âge, la perméabilité, la teneur initiale en humidité, la taille des
particules… ;
o L’exploitation et la gestion du site : compactage, végétation, couverture, recirculation,
irrigation… ;
o Mécanismes internes : décomposition des composés organiques, formation de biogaz et de la
chaleur.
11
Après la première dégradation aérobie au début de l’enfouissement, la première phase de
décomposition anaérobie est une fermentation acide; les percolas « jeunes » sont riches en acides
gras volatils (AGV) qui peuvent représenter jusqu’à 95% du carbone organique total, ce caractère
acide du lixiviat permet de solubiliser les métaux présents dans les déchets. Au cours du temps,
l’évolution biologique complémentaire consiste en une digestion anaérobie pendant laquelle les
AGV sont métabolisés. Les produits résultants de cette métabolisation sont des gaz (CO2 et CH4
essentiellement) et des molécules stabilisées (acides fulviques et humiques). Dès lors, au fur et
à mesure de son vieillissement, une décharge produira un lixiviat de plus en plus pauvre en AGV
ou en petites molécules biodégradables. Parallèlement, le lixiviat verra sa charge en molécules
de hauts poids moléculaires augmenter, c’est le phénomène d’humification [34].
VII. Composition des lixiviats
Les compositions chimiques et biochimiques des lixiviats sont non seulement très diverses mais
aussi variables dans le temps et dans l’espace. Pronost et Matejka [35] relèvent classiquement quatre
types de polluants :
▪ La matière organique dissoute ou en suspension, issue de la biomasse, exprimée
généralement en DCO (les AGV, les substances humiques et fulviques…) ;
▪ Les micropolluants organiques (hydrocarbures, composés aromatiques…) ;
▪ Les composés minéraux majeurs sous forme ionique (Ca2+, Mg2+, Na+, K+, NH4+, Fe2+,
HCO3-, Cl-, SO4
2-…) ainsi que d’autres composés tels que les borates, les sulfites…
▪ Les cations de métaux lourds à l’état de traces, sous forme majoritairement complexée par
des ligands minéraux (HCO3-, Cl-, SO4
2-) ou organique (macromolécules de type humique
et fulvique).
D'autre part, les lixiviats peuvent aussi contenir certains micro-organismes pathogènes[36].
Plus de 200 familles de composés organiques ont pu être identifiées au cours des nombreuses
études menées sur la caractérisation des lixiviats des décharges [37].
La composition globale des lixiviats est fréquemment déterminée grâce à des analyses physico-
chimiques. La qualité physico-chimique dépend de nombreux facteurs qui sont cités dans les
paragraphes précédents [38].
Étant donnée la synergie de l’ensemble des facteurs mentionnés ci-dessus, il est difficile de
prédire la composition moyenne d’un lixiviat d’un site donné.
VIII. Quantification des lixiviats
L’évaluation des volumes des lixiviats produits peut être obtenue en faisant un bilan hydrique en
tenant compte des conditions naturelles et du mode d’exploitation[39]:
P +ED + R1 = I + E + ETR + R2 (1)
12
Avec :
- P : est le volume des précipitations ;
- ED : est le volume d’eau apportée par les déchets ;
- R1 : est le volume d’eau apportée par ruissellement ;
- I : est le volume de lixiviats infiltrés dans le sous-sol à travers le fond de la
décharge ;
- E : est le volume de lixiviats collectés ;
- ETR : est le volume d’eau éliminée par évapotranspiration réelle ;
- R2 : est le volume d’eau exportée de la décharge par ruissellement.
Cette approche très conceptuelle ne rend pas totalement compte de la complexité des
phénomènes réels mais fournit des indications sur la sensibilité des systèmes à travers
l’analyse paramétrique. Elle permet de prévoir l’évolution du système dans le temps à partir de
modèles calés sur les observations de terrain.
IX. Effets de lixiviat
IX.1. Impact des déchets solides sur l’environnement et la santé humaine
L’augmentation de la production des déchets solides est en parallèle avec la croissance
démographique et le développement socio-économique. La multiplication des décharges
spontanées contribue à la contamination des eaux superficielles et souterraines, à la
propagation des maladies et à la dégradation du paysage [3]. Alors, la gestion des quantités
des déchets devient de plus en plus importante [40].
Les déchets constituent une menace pour la santé humaine et pour l’environnement. Surtout, pour
les populations voisines des décharges publiques, à cause des nuisances olfactives et des émissions
gazeuses dont certaines sont toxiques comme la dioxine, les acides chlorhydrique et fluorhydrique
et les métaux, d’où la nécessité de :
o Protéger les eaux superficielles contre le ruissellement des eaux de pluie à travers la surface des
décharges et les lixiviats provenant de la décomposition organique des déchets ;
o Protéger la qualité des nappes d’eau souterraines situées sous ou à proximité des décharges
contre l’infiltration des eaux provenant des décharges ;
o Préserver et économiser les sols servant au stockage des déchets. Dans ce qui suit, on se limitera
aux déchets solides urbains. Les déchets solides en zone rurale pourront être traités de façon
décentralisée dans des digesteurs pour produire du gaz méthane pour les besoins énergétiques
des agriculteurs et l’usage des rebuts organiques pour l’enrichissement des sols agricoles[41].
13
IX.2. Impact sur la nappe
En l’absence d’un système de drainage, les lixiviats générés s’infiltrent à travers le sous-sol pour
atteindre la nappe phréatique sous-jacente.
La pollution des eaux souterraines au voisinage des décharges se fait selon deux mécanismes :
➢ Une contamination directe : c’est le contact des lixiviats avec la nappe qui remonte au fond
des carrières ;
➢ Une contamination indirecte due à l’infiltration et à la percolation des lixiviats à travers le
sol et la zone non saturée, en général perméables. Elle est favorisée par la faible profondeur
de la nappe sous-jacente (10 à 20 m).
Cette pollution va ensuite s’étaler dans la même direction que celle de l’écoulement de la nappe,
pour atteindre les puits situés en aval de la décharge.
Des auteurs ayant travaillé sur une décharge d’el Jadida [42] et ont conclu que la minéralisation
totale des eaux souterraines circulant à proximité immédiate et à l’aval du site de la décharge est
déterminée par celle des lixiviats entrant en contact direct et indirect avec la nappe.
X. Décharge de ville Mohammedia
X.1. Généralité
D’une capacité totale d’environ 5 millions de m3, ce site est géré à 100% par la société ECOMED
Mohammedia et il va être exploité sur une durée de 20 ans sur la base de 197 536 tonnes par an de
déchets. Au-delà de son activité de traitement des déchets, tout au long de sa démarche, ECOMED
Mohammedia fait une large place à la concertation, permettant ainsi à la population locale de mieux
comprendre les enjeux du projet, ses implications techniques et les garanties environnementales
associées [43]. Avec la création de ce centre, c’est la filière complète de gestion des déchets qui
prend forme, elle comprend désormais l’ensemble des maillons nécessaires à une gestion durable
des déchets[43]. Les objectifs du projet incluent :
• La conception, le financement, la réalisation, l’exploitation de la décharge contrôlée ;
• La réhabilitation finale, après exploitation.
X.2. Localisation géographique de la décharge
La commune urbaine Bni Yakhlef fait partie du cercle Zenata, Caïdat de Bni Yakhlef, Province
de Mohammedia. Son territoire s’étend sur une superficie d’environ 50 km² (figure 2). Elle
est limitée :
14
• Au Nord, par la commune urbaine de Mohammedia et la province de Benslimane,
• Au Sud et à l’Est, par la province de Benslimane
• A l’Ouest, par la commune rurale Sidi Moussa Majdoub
Le nouveau centre de stockage, situé sur la Route P3313, Chaâba El Hamra Commune Rurale
de Beni Yakhlef, Mohammedia, Maroc, accueille depuis le 27 Février 2012 des déchets ménagers
et assimilés, en provenance des collectivités locales et des entreprises. La décharge contrôlée de
Mohammedia-Benslimane est basée sur le stockage rationnel des déchets solides dans le but
d’éviter tout risque de nuisances sur la santé humaine et l’environnement. Elle est située sur un
site de nature lithologique assez imperméable, et conçue pour prendre en charge cinq casiers de
grandes dimensions, qui sont creusés au fur et à mesure des besoins, contrôlés, constitués de
réseau de drainage et de collecte, permettant de récupérer et de traiter le lixiviat formé dans la
décharge tout en respectant les valeurs fixées relatives aux prélèvements et à la consommation
d'eau [44].
Figure 2 : Localisation de la décharge contrôlée de Mohammedia et les points étudiés[45]
X.3. Cadre géologique
La commune rurale Bni Yakhlef est située sur la rive gauche de l’oued Dir. Elle se présente
sous forme d’une plaine qui s’incline graduellement en direction de l’océan atlantique et atteint
une altitude variant entre 160 m dans sa partie Sud Est à 50 m au voisinage de la côté atlantique
[46]. La coupe réalisée au niveau de Chaâba El Hamra montre de la base vers le sommet :
• Des schistes micacés du Cambro-ordovicien, recouverts en discordance angulaire par les
formations triasiques ;
15
• Un ensemble silto-grèso-conglomératique d’environ 20 m de puissance contient la
minéralisation ferrifère de Chaâba El Hamra [47], [48]. Il est constitué par :
❖ Des conglomérats polygéniques, de couleur rougeâtre de 10m d’épaisseur ;
❖ Une alternance des niveaux hématitisés inframétriques de siltites et de grès (10
m);
❖ Des siltites et d’argilites inférieures : elles sont rougeâtres avec une puissance
d’environ 40 mètres d’âge vraisemblablement triasique [48], [49];
❖ Des successions des basaltes vacuolaires très altérés (< 20m) de couleur gris vert
sur patine. Les vacuoles sont remplies tardivement de quartz et/ou de
calcite;
❖ Des calcaires blanchâtres d’âge probablement Néogène décrit ci-dessus.
Figure 3: Coupe géologique dans le secteur de la décharge [46]
X.4. Ressources en eau de la région
La région Casablanca-Settat s'étend sur deux unités géographiques importantes, à savoir la plaine
de Chaouia et la zone atlantique, divisée en trois grands bassins versants : Oum Er Rbia, littoral
Atlantic Casa et la côte atlantique de Safi-El Jadida ; formé de plusieurs sous-bassins versants avec
contributions d'origine pluvionivale. Les réservoirs d'eaux souterraines dans lesquels se sont
infiltrées les eaux pluviales qui s’accumulent sont d'une ampleur inégale [45].
L’aquifère de la région étudiée a une superficie totale de 1500 km², se caractérise par de faibles
profondeurs, variant entre 10 et 20 m et des débits continus jusqu’à 30 L/s. Il est fortement exploité
16
(puits et forages) pour l’approvisionnement en eau potable, pour l’irrigation des terres agricoles et
pour la satisfaction des besoins industriels [2].
La commune dispose de ressources hydriques souterraines très limitées et de deux dayet : Al Hila
et Al Halloufa. Les apports de l’oued Nfifikh et Bouirat constituent les ressources en eau
superficielles de la commune, celui-ci traverse la commune sur une longueur de 6 km. Les
ressources en eaux superficielles (apports de l’oued Nfifikh) ne sont pas mobilisées au niveau de la
commune. Les ressources souterraines sont, malgré leur irrégularité, mobilisées par les puits
particuliers[45].
X.5. Données climatiques
Le climat de la commune est tempéré et humide avec un hiver doux, il est aussi caractérisé par
un été rafraîchi par des brises provenant de l'océan avec une pluviométrie moyenne annuelle de 400
mm et une température variante entre une valeur maximale de 23°C et une valeur minimale de 10°C.
X.5.1. Température
La période de décembre à mars représente les mois les plus froids de l’année ; la période de juin
à septembre inclut les mois les plus chauds (Fig.4). Les températures enregistrées se situent entre
les valeurs extrêmes de 9 °C et 27 °C. La figure 4 montre les données moyennes pour les
températures maximales et minimales au cours des huit dernières années [50].
Figure 4 : Variation mensuelle de la température [52]
17
X.5.2. Pluviométrie
Dans la zone d'étude, les pluies sont abondantes en automne et en hiver. Elles atteignent leur
maximum en Novembre (29%) et en Décembre (27%), puis diminuent au printemps pour le mois
de Mai. Elles sont très faibles en été au cours des 8 dernières années (Fig. 5).
Figure 5: Variation mensuelle de la pluviométrie [52]
Les mois secs sont ceux où les précipitations totales mensuelles en mm sont égales ou inférieures
à deux fois la température mensuelle (°C), soit P ≤ 2T[51]. En effet, la période sèche s'étend sur
plus de sept mois, de la mi-mars à la fin octobre, tandis que la période humide ne dure que cinq
mois. La saison sèche reste dominante[50].
Pour les heures d'ensoleillement de la région de Chaâba El Hamra (Maroc), la température varie
de 6 à 11°C en fonction des mois. L'humidité relative de l'air est exprimée en pourcentage et elle est
définie en tant que rapport au volume de l'eau effectivement contenu dans l'air et la capacité
d'absorption à une température donnée. L'humidité mensuelle moyenne (2009-2017) dans la zone
d'étude (Fig. 5) varie entre 77% (Mars) et 84% (Novembre)[50].
XI. Lixiviats de la Décharge contrôlée de la ville de Mohammedia
Une fois les déchets déversés et étalés, Ils sont régulièrement compactés et une couverture
journalière de sol est utilisée pour limiter les envols des fractions légères et pour contrecarrer la
présence d’animaux. Et après remplissage du casier, le tout est couvert d’une couverture finale
permettant la lutte contre l’érosion et l’augmentation de l’évaporation pour permettre l’amélioration
de son insertion dans le paysage.
Dotée aussi d’un réseau de drainage de biogaz, qui sera valorisé en énergie électrique, la présente
décharge contrôlée de Mohammedia-Benslimane constitue un centre de stockage, de traitement et
de valorisation disposant de certaines règles qui permettent d’éviter les impacts sur l’environnement,
18
à maîtriser les phénomènes de fermentation en contrôlant la nature et le flux de déchets enfouis et
les flux liquides et gazeux en tenant compte des aspects des conditions d’implantation, contrôle des
impacts environnementaux, de mesure et de suivi d’exploitation[46, 54].
XII. Conclusion
La mise en décharge est parmi les procédures d'administration des déchets. En l’absence d’un
contrôle rigoureux, bien que ça soit des décharges contrôlées, une pollution de l’environnement peut
être générée associée particulièrement aux lixiviats. Ces effluents ont des compositions diverses qui
évoluent dans le temps et selon la nature des déchets. De plus, l'impact des conditions climatiques
sur l'âge du lixiviat est important. Il s’avère que la composition chimique des lixiviats est spécifique
à chaque décharge. Elle est fonction de certains paramètres tels que la nature, l'âge de la décharge,
le type de déchets, la méthode de mise en dépôt, la nature du site et les conditions climatiques.
19
Chapitre II : Procédés de traitement des lixiviats
Introduction
Les traitements physico‐chimiques peuvent être envisagés seuls, ou en finition par rapport à un
traitement biologique. Placés en amont, ils réduisent la charge minérale (métaux,..), mais ont aussi
une action sur la fraction particulaire et colloïdale de la matière organique. Pour une décharge jeune,
ils sont moins efficaces, à l’exception de l’osmose inverse. En combinaison, ils visent plus
spécifiquement à traiter la DCO dure (réfractaire), ainsi que les composés minéraux.
I. Coagulation-floculation
Coagulants et floculants sont des réactifs chimiques représentatifs de l'évolution de la chimie
dans la seconde moitié du XXe siècle, caractérisée par le passage d'une chimie de commodité à une
chimie de spécialité.
On s’attaque à la pollution colloïdale (DCO dure) en déstabilisant les colloïdes au moyen de
réactifs chimiques (coagulation) puis en agglomérant les microparticules formées au moyen du
processus de floculation. La séparation finale sera alors réalisée au moyen d’un séparateur solide
liquide (décantation, flottation…). Système très répandu pour le traitement des lixiviats, cette
technique engendre un volume de boue assez important [59, 60, 61, 62].
Les particules en suspension dans l'eau sont soumises à des forces opposées qui varient avec la
distance entre ces particules. L'énergie potentielle d'interaction entre deux particules est la somme
de l'énergie d'attraction de van der Waals et de l'énergie de répulsion électrostatique liée aux charges
de surface des colloïdes. Aux valeurs de pH habituelles d'une eau de surface (pH compris entre 5 et
8), la surface des colloïdes est en effet généralement chargée négativement [52].
Figure 6 : Attraction et répulsion entre deux particules : théorie DLVO
20
Lorsque les particules se rapprochent sous l'effet du mouvement brownien ou de l'agitation de la
solution, l'énergie d'interaction quasi nulle à grande distance devient négative : les molécules
s'attirent, puis les forces électrostatiques deviennent prépondérantes. Les particules se repoussent.
Cette énergie de répulsion est maximale à un niveau correspondant à l'énergie d'activation ou «
barrière d’énergie » Emax. Le système est d'autant plus stable qu’Emax est élevée. Si l'on arrive à
surmonter cette barrière énergétique, les forces attractives deviennent à nouveau prépondérantes et
il y a coagulation. Pour cela, il faudrait agiter ou chauffer l'eau pour que l'énergie cinétique des
particules soit supérieure à Emax, ou bien il faut réussir à abaisser la valeur de la barrière d'énergie
[54].
II. Adsorption
II.2.1. Principe d’adsorption
L’adsorption est une méthode de surface par laquelle des ions, des atomes ou des molécules d’un
gaz ou d’un liquide, dit adsorbé ou adsorbat, se fixent sur la surface solide d’un substrat appelée
adsorbant selon divers processus. Selon la nature des interactions qui retiennent l’adsorbat sur la
surface de l’adsorbant, l’adsorption peut être soit physique soit chimique.
Les propriétés d’absorbant dépendront de la surface de contact et des propriétés d’attraction. Il
faut procéder à des essais en batch pour déterminer les isothermes d’adsorption [55].
L'adsorption se produit principalement en quatre étapes. La figure 7 représente un adsorbant avec
les différentes étapes d’adsorption [56].
Figure 7 : Domaines d’existence d’un soluté lors de l’adsorption [56]
1- Diffusion de l’adsorbat de la phase liquide externe vers celle située au voisinage de la
surface de l’adsorbant ;
2- Diffusion extragranulaire de la matière où le transfert du soluté se fait à travers le film
liquide vers la surface des grains ;
21
3- Transfert intragranulaire de la matière qui est un transfert de la matière dans la structure
poreuse de la surface extérieure des graines vers les sites actifs ;
4- Réaction d'adsorption au contact des sites actifs, une fois adsorbée, la molécule est
considérée comme immobile.
II.2.2. Paramètres influençant l’adsorption
Les facteurs qui peuvent influencer l’équilibre de l’adsorption entre l’adsorbant et
l’adsorbat, sont [57]:
- La surface spécifique et le pH
La surface spécifique (Ss) appelée également Aire massique représente la surface totale (As)
par unité de masse (m). Elle est généralement exprimée en m2/g [58]: La surface spécifique influe
sur la quantification du processus d'interaction liquide-solide. Elle contrôle l'adsorption des
matières organiques et inorganiques sur les surfaces des solides[59]. Plus cette surface est
grande, plus l’adsorption est meilleure. Le pH affecte fortement l'adsorption en raison
de son impact superficiel sur l'état de l'adsorbant et de l'adsorbat.
- La porosité
La porosité est liée à la distribution de la taille des pores et de leur volume. Elle désigne la
structure interne des adsorbants microporeux. Le volume des pores est exprimé en cm3.g-1 ou L.kg-
1, cette grandeur reflète le volume disponible à l'intérieur des pores ouverts du matériau. La porosité
est mesurée par adsorption d'azote à 77 K et par porosimétrie au mercure pour les macropores.
- La structure moléculaire de l’adsorbat et la masse de l’adsorbant
Plus la structure sous-atomique des particules à fixer est importante, plus le remplissage des
pores est rapide et l'immersion est réalisée avec des rendements faibles. La limite d'adsorption est
nettement plus remarquable que la masse de l'adsorbant dans l'agencement est significative.
Néanmoins, une fixation restrictive est surveillée en fonction de l'adsorbant et de l'adsorbat.
- Le temps de contact et la charge de surface
Le suivi de l’évolution du temps de contact et la détermination du temps d’équilibre
renseignent sur l’interprétation du mécanisme d’adsorption[60]. La charge de surface correspond
à la valeur du pH où la charge de surface due aux ions H3O+ et OH- est nulle. Le point de charge
nulle est noté pH PCN. Lorsque le pH de la solution est supérieur à la valeur du pH PCN, la surface
du matériau est chargée négativement et favorise donc l’adsorption des cations. Inversement, si le
pH est inférieur à la valeur du pH PCN, l’adsorption des anions sera favorisée.
22
II.2.3. Cinétique d’adsorption
L'énergie d'adsorption fournit des données sur les différentes phases de la procédure
d'adsorption parmi les atomes et les particules d'adsorbant en tant que composante du temps[61].
Il s'agit d'une règle importante à prendre en compte lors du choix d'un adsorbant. L'adsorption
rapide est suggérée pour les stratégies de traitement utilisant l'adsorption comme procédure de
nettoyage [62].
La modélisation des données cinétiques expérimentales permet de connaitre le mécanisme
d’adsorption et en déduire l’étape limitante[63]. Les modèles les plus couramment utilisés sont les
modèles de pseudo premier ordre, de pseudo second ordre et de dissipation intra-particulaire.
• Modèle cinétique de pseudo premier ordre
C'est un modèle actif irréversible qui dépend de la quantité d'atomes liés à l'extérieur de
l'adsorbant[61]. Le modèle cinétique de pseudo premier ordre est décrit par l’équation de
Lagergren [64]:
K1 est la constante de vitesse d'adsorption pseudo premier ordre (min-1) et t est le temps (min).
Après l’application des conditions initiales : qt = 0 à t = 0 et q = qt et t = t, l’équation peut être
intégrée sous forme linéaire :
Où : qt et qe sont les capacités d’adsorption (mg.g-1) à l'instant t (min) et à l'équilibre.
La constante de vitesse d’adsorption K1 ainsi que la quantité de soluté adsorbée à l’équilibre qe
sont estimées à partir de la pente et de l’ordonnée à l’origine du tracé de Ln (qe-qt) en fonction du
temps.
Dans de nombreux cas, le modèle du pseudo premier ordre ne représente pas bien l'ensemble
du temps de contact. Le modèle reste applicable lors de la phase initiale du processus d’adsorption
[65].
• Modèle cinétique de pseudo second ordre
23
Pour ce modèle, la chimisorption est la procédure principale qui contrôle le système d’adsorption.
C’est un modèle irréversible qui prend en compte l’hétérogénéité des lieux de réponse[65]. Ce
modèle est établi par Ho et Mckay[66] par l’expression cinétique suivante[67]:
L’intégration de l’équation précédente donne :
Où : K2 est la constante de vitesse de l’adsorption du pseudo second ordre (g/mg min).
• Modèle cinétique de diffusion intraparticulaire
Le modèle de dissémination intraparticulaire, est proposé par Webber et Morris[68]. La courbe
de ce modèle a une multi linéarité montrant la présence de plusieurs phases.
La diffusion intraparticulaire est décrite par l’équation suivante[69]:
Où : Kd est la constante de vitesse de diffusion intraparticulaire (mg/g.min1/2) et I est une
constante d’interception.
III. Electrocoagulation
III.1. Historique et principe
L’électrocoagulation est une technique physico-chimique qui entraîne la dissolution du métal à
l’anode accompagnée de la formation simultanée d’ions hydroxyles et d’hydrogène à la cathode. Le
premier facteur qui détermine la performance de ce procédé est donc la nature des électrodes. Les
plus communes sont des plaques d’aluminium ou de fer, en raison de leur efficacité et de leur
disponibilité[70]. Les électrodes en aluminium ont le privilège d’être mieux maîtrisées
chimiquement [71]et réduisent les risques de dégradation organoleptique de l’eau, contrairement au
fer. La substitution de l’aluminium par le fer a l’avantage de limiter les risques de développement
de la maladie d’Alzheimer [72].
24
Dans le cas des électrodes en aluminium, l’oxydation de l’anode génère des ions métalliques
(Al3+) qui s’hydratent puis réagissent avec l’eau pour former en coagulation chimique, en fonction
du pH, des mono-complexes comme Al (OH)2+.
Une forte concentration en aluminium et/ou un âge élevé de la solution peut générer des
polycomplexes (Al2(OH)24+) et des espèces amorphes très peu solubles. Selon Jiang et al. [73], les
espèces monomériques et polymériques formées se transforment finalement en hydroxyde
d’Aluminium (Al(OH)3) selon des cinétiques de précipitation.
Cette hypothèse se justifie par rapport à la réduction de l’eau à la cathode en ions hydroxydes
(OH-). Les hydroxydes d’aluminium ainsi générés dans la solution, peuvent éliminer les polluants
soit par complexation de surface où le polluant est comme un ligand qui se fixe chimiquement
à l’ion hydraté, soit par attraction électrostatique[70]. D’une façon générale, les cations métalliques,
lors de l’électrocoagulation jouent le même rôle de déstabilisation des colloïdes que les coagulants
utilisés en coagulation chimique, selon la théorie de la double couche. La littérature présente une
diversité d’eaux traitées par l’Electrocoagulation : les lixiviats [11 , [74], les eaux riches en polluants
métalliques, les eaux naturelles, les eaux riches en phosphates, les eaux usées industrielles [75], etc.
L’inconvénient majeur de ce procédé serait le besoin énergétique. Toutefois, une forte conductivité
électrique de l’eau à traiter et avec une faible distance inter-électrodes, permettent de réduire la
consommation énergétique du procédé[76] (figure 8).
Figure 8 : Schéma de principe d'une cellule d'électrocoagulation à deux électrodes[77]
Par ailleurs, parmi tous les polluants de l’eau, la matière organique occupe une place
importante à cause de son caractère ubiquiste [78]. Elle se retrouve dans les eaux naturelles
(fractions autochtone et allochtone) et les sources anthropiques justifient sa présence dans les eaux
usées. Pour des raisons de potabilisation de l’eau d’une part, et d’épuration des effluents liquides
25
avant rejet dans le milieu naturel d’autre part, l’élimination de la matière organique demeure une
préoccupation sanitaire et environnementale.
III.2. Techniques expérimentales
La cellule d’électrocoagulation, d’un volume de 400mL, comporte deux électrodes d’aluminium,
l’une servant de cathode et l’autre d’anode. Les électrodes sont de dimension 5cm x 3cm et une
distance inter électrodes de 5cm. Un courant continu est appliqué aux électrodes par un générateur
de courant (tension de 12 V est densité de courant de 38 A/m2). Le mélange de la solution dans la
cellule électrolytique est assuré par un agitateur magnétique placé au fond de la cuve et situé entre
les deux électrodes. L’intensité de l’agitation est de 100 rpm. Après traitement, on laisse les
solutions décanter puis on prélève le surnageant pour faire les différentes analyses physico-
chimiques. L’oxydation électrochimique libère des cations métalliques qui, aux conditions de pH
adéquates, donnent des hydroxydes métalliques insolubles qui constituent les flocs. Ces derniers
vont permettre l’agglomération ou l’adsorption des molécules organiques polluantes présentes dans
le lixiviat.
III.3. Réactions aux électrodes
Durant le processus d’électrocoagulation, les réactions électrochimiques mises en jeu pour des
électrodes soumises à un courant continu sont les suivantes :
À la cathode, la principale réaction est celle de la réduction de l'eau :
La réduction de l’eau : 𝐇𝟐𝐎 + 𝐞− → 𝟏
𝟐 𝐇𝟐 + 𝐎𝐇− (7)
À des valeurs élevées du pH, la cathode peut être attaquée par les ions OH-:
𝟐𝐌 + 𝟔𝐇𝟐𝐎 + 𝟐 𝐎𝐇− → 𝟐 𝐌(𝐎𝐇)𝟒 − + 𝟑𝐇𝟐 (𝐠) (8)
À l’anode, le métal (M), Al ou Fe est oxydé suivant la réaction :
𝐌(𝐬) → 𝐌(𝐚𝐪)𝟑+ + 𝟑𝐞− (9)
Dans le cas d’une électrode en fer, une autre réaction se produit à l’anode :
𝐅𝐞(𝐬) → 𝐅𝐞(𝐚𝐪)𝟐+ + 𝟐𝐞− (10)
Aux conditions de pH adéquat, l’ensemble des ions M3+ générés en solution s’hydratent puis
réagissent avec l’eau pour former principalement des hydroxydes métalliques M(OH)3.
En réalité, les ions métalliques produits peuvent subir d’autres réactions spontanées pour donner
des hydroxydes et/ou des poly-hydroxydes correspondants. Dans le cas d’une électrode en
aluminium, diverses espèces monomériques comme Al(OH)2+, Al(OH)4-, et polymériques comme
26
Al2(OH)2+, Al6(OH)153+, Al7(OH)17
4+, Al8(OH)204+, Al13O4(OH)24
7+, Al13(OH)345+, sont formées
puis se transforment finalement en Al(OH)3(s).
Ainsi, le mécanisme de formation des hydroxydes métalliques peut être décrit de la manière
suivante :
Ces espèces amorphes M(OH)3, appelés aussi «champ de floculation », possèdent une large
surface convenable pour l’adsorption rapide des composés organiques solubles et au piégeage
des particules colloïdales, via des forces électrostatiques de type Vander-Waals, ceci conduit à la
formation des flocs qui seront ensuite séparés aisément du milieu aqueux soit par sédimentation,
soit par flottation favorisée par la génération des bulles de dihydrogène (H2) et de dioxygène (O2)
comme le montre sur la figure 8.
IV. Autres méthodes
IV.1. Infiltration-percolation
La filtration est une technique permettant de traiter les eaux usées en utilisant un milieu
perméable à travers lequel l'eau s'écoule à une vitesse modérément basse. Parmi les supports utilisés
et les plus connus sont le sable et l'anthracite[79].
IV.2. Technologies membranaires
la séparation entre le liquide et les éléments contenus (MES, colloïdes, macromolécules, ions)
est réalisée grâce à l’utilisation des membranes dont le pouvoir de filtration est différent, suivant le
type de membrane [80].
IV.2.1. Osmose inverse
La configuration du procédé d’osmose inverse retenue est celle d’un système en mode discontinu
(batch) mono-étagé avec recirculation du concentrât. La filtration est menée à flux de perméat
constant. Une seule pompe est utilisée comme pompe de gavage et de recirculation. Le couple
vitesse-pression peut aussi être réglé en agissant sur la vanne placée en sortie du module
membranaire ainsi que sur la fréquence de rotation du moteur de la pompe [81].
Le lixiviat est introduit dans un bac d’alimentation (30 L). L’utilisation d’une pompe à piston
(POM004) assure l’alimentation en fluide du module et permet d’atteindre des pressions d’entrée
maximales de l’ordre de 60 bar. Le réglage de la pression transmembranaire est géré via un
déverseur (VAN029) en sortie du module membranaire. La température du fluide est maintenue
constante à 20 °C par un système d’échangeur thermique (bain thermostaté BAI004). Des capteurs
de pression placés en amont et en aval du module membranaire (MAN017 et MAN018)
permettent d’accéder à la pression transmembranaire.
27
Pour les essais menés à facteur de concentration volumique constant, la configuration du pilote
offre la possibilité d’évoluer vers un fonctionnement en continu du système. Pour cela, le bac
d’alimentation est alimenté en effluent brut à partir d’une cuve de stockage via la pompe POM005,
et le concentrât est extrait de la boucle de recirculation grâce à la pompe POM006. Deux types de
module ont été utilisés : un module de géométrie spiralée (2540 SW) développé par Koch Membrane
Systèmes et un Disc-Tube Module (ou DT-Module) de chez Pall (Cassette FM16011).
Les essais se déroulent suivant les protocoles ci-dessous en fonction du mode de fonctionnement
souhaité :
- Régime de concentration : pas de recyclage du perméat dans la boucle de recirculation ;
- Fonctionnement à Facteur de Concentration Volumique (FCV) constant : pas de recyclage du
perméat et extraction du concentrât.
Des échantillons de perméat et de concentrât sont prélevés afin d’évaluer, par les analyses, le
taux d’abattement des matières organiques et minérales [82][83].
IV.2.2. Nanofiltration
La filtration membranaire a l’avantage d’éliminer des composés solides
organiques et inorganiques en suspension[84], mais présente également plusieurs inconvénients tels
que le colmatage de la membrane[85], une forte consommation d’énergie et la nécessité de grands
investissements[86]. Ainsi, cette technique ne se montre réellement efficace qu’en combinaison
avec d’autres méthodes. Le pouvoir d’extraction est moins élevé, une partie des ions monovalents
passe, mais la plupart des ions bivalents sont retenus.
• La DCO dure est également retenue.
• La pression à exercer est moindre, puisque la pression osmotique du liquide traité est plus élevée
(passage des ions)[87].
IV.3. Concentration et évaporation
Il s’agit, non de traiter mais de concentrer les éléments dissous dans le lixiviat (principalement
les sels), par un procédé thermique. Conformément à la législation, les éléments
solides (sels) peuvent être remis dans la décharge, où ils doivent être évacués comme déchet. La
difficulté majeure concerne l’ammoniac qui peut être vaporisé (aussi d’autres composés, AOX..).
IV.4. Lagunage aéré et naturel
Pendant longtemps, le procédé le plus utilisé lorsqu’un traitement était mis en œuvre est le
procédé à biomasse libre, sans recirculation des boues, il met en jeu d’assez grands volumes de
bassins. L’aéré peut convenir pour des lixiviats jeunes, biodégradables, tandis que le naturel
28
fournit de moins bonnes performances, pas ou peu de nitrification en hiver pour l’aéré, et presque
impossible pour le naturel[88].
IV.5. Réacteurs séquentiels en discontinu (SBR)
Processus qui peut être mis en place et qui lui donne une grande
adaptabilité. Contrairement au procédé à boues activées conventionnel, dans lequel l’épuration des
eaux usées s’effectue dans différents bassins disposés les uns derrières les autres, les différentes
phases du procédé SBR se déroulent l’une après l’autre, dans le même bassin de Réacteur. Cela
donne donc la succession typique des phases suivantes de processus :
❖ Remplissage et mélange ou aération,
❖ Aération,
❖ Sédimentation,
❖ Enlèvement de l’eau épurée,
Le remplissage des réacteurs s’effectue en fonction des chargements, le traitement continu
des eaux usées nécessite d’avoir plusieurs bassins SBR et / ou un dispositif d’alimentation tampon
[89]. Le procédé SBR est très flexible et convient pour tous les types d’eaux usées et tailles
d’installations. Le traitement séparé des flux de retour à teneur en azote issus du traitement des
boues constitue également une application particulière. Ceci permet d’accroître le degré
d’élimination de l’azote de la station d’épuration et de décharger ainsi l’étage d’épuration
biologique. L’élimination de l’azote des flux de retour peut être réalisée de façon conventionnelle
avec un substrat externe de dénitrification, ou bien par l’intermédiaire de procédé innovant [90].
Le procédé SBR repose sur le principe du traitement biologique aérobie des effluents par
cycles. Les avantages de ce procédé sont les suivants :
• Procédé compact,
• Coûts d’installation et de fonctionnement plus faibles,
• Rendement épuratoire élevé,
• Elimination de l’azote car, il y’a une phase aérobie
permettant l’oxydation de l’azote ammoniacal en nitrite puis en nitrate (nitrification),
suivie éventuellement d’une phase anaérobie permettant une dénitrification,
• Elimination du phosphore par modification des séquences de fonctionnement, mais sans
ajout d’ouvrages supplémentaires,
• Possibilité de rejet direct des effluents traités dans le milieu naturel [13].
29
V. Conclusion
Il ressort de cette analyse bibliographique que la pollution des lixiviats engendre des impacts
environnementaux et sanitaires dangereux. Compte tenu du stress hydrique que connait le Maroc,
le traitement de cette pollution est primordial quel que soit son type : physique, chimique,
biologique, domestique, urbaine, agricole ou industrielle.
La décharge de la ville de Mohammedia est dépourvue d’un système de drainage des lixiviats
qui, après accumulation au fond dans la décharge, s’infiltrent à travers le sous-sol ou s’écoulent à
travers les déchets pour aboutir au fond des carrières. La composition des lixiviats est fonction de
plusieurs paramètres, à savoir la nature et l’âge de la décharge, le type des déchets, la méthode
d’enfouissement, la nature du site, les conditions climatiques. Les caractéristiques
physicochimiques et bactériologiques d’un lixiviat brut sont essentielles afin d’analyser les risques
environnementaux liés au rejet de ce type d’effluent directement dans le milieu
naturel sans aucun traitement préalable.
Les principaux polluants sont les métaux lourds, les matières organiques et solubles. Pour
éliminer ces polluants, les méthodes de dépollution applicable sont les méthodes biologiques,
thermiques, chimiques et physiques. Chaque méthode présente des avantages et des inconvénients.
Leurs efficacités dépendent de la nature de l’effluent et des conditions de traitement.
30
DEUXIE ME PARTIE :
Matériels et Méthodes
31
Chapitre I : Technique d’échantillonnage
Introduction
Le prélèvement est l'opération qui consiste à prendre une partie adéquate du milieu à étudier ;
alors que l'échantillonnage consiste à retenir une fraction du prélèvement sur laquelle sera effectuée
l'analyse. L’échantillonnage peut se faire sans prélèvement intermédiaire, l'eau est prise directement
dans des flacons sans transiter par une bouteille de prélèvement, c'est l'étape la plus délicate dans la
chaine de mesure de la qualité des eaux, car elle conditionne les résultats analytiques et
l'interprétation qui en sera donnée.
I. Choix du site de prélèvement et la piézométrie
I.1. Choix de site
La composition chimique des lixiviats est spécifique à chaque décharge. Elle est en fonction de
certains paramètres tels que la nature, l'âge de la décharge, le type des déchets, la méthode de mise
en dépôt, la nature du site, les conditions climatiques. Les lixiviats prélevés ont été choisis selon
leur disponibilité, à l’entrée des bassins de stockage de lixiviat qui se trouvent dans les environs de
la décharge.
La pertinence des points sélectionnés a été déduite par rapport à leur localisation géologique et
géographique. En effet, le nombre total des points mesurés étant de 18 points maximums pour une
superficie maximale de 40km², le maillage établi représente donc un point tous les 0,5km².
L’objectif étant de rechercher une répartition géographique la plus homogène possible des
échantillons à mesurer.
Après avoir sélectionné les points de mesure pertinents captant la nappe du Jurassique supérieur
et moyen, des feuilles de route ont été établies avant la campagne terrain pour chaque point
sélectionné. Elles décrivent les aspects suivants :
• Contexte géologique, hydrologique et hydrogéologique des secteurs concernés ;
• Définitions des points et commentaires sur leur choix (densité du réseau, localisation, suivi
historique, etc.) ;
• Description sommaire des ouvrages retenus sous forme des fiches des stations (photos, type,
accès, état, usage,…) ;
• Localisation précise et production des cartes d’accès aux points de mesure sélectionnés.
32
Tableau 2 : Repérage et codage des points de prélèvement des eaux souterraines
Coordonnées de Lambert
Point de prélèvement Latitude Longitude
P0 323226,848211 337876,978508
P1 322963,322684 337960,587009
P2 32737,230482 336907,80782
P3 324554,265449 336958,211046
P4 324916,115631 337531,267942
P5 325072,654701 336924,209777
P6 325334,746036 337151,492107
P7 325756,549279 336934,44772
P8 326009,09085 337405,519017
P9 323112,888499 339103,417201
P10 322082,236802 340273,754036
P11 324406,773258 340661,197559
P12 325340,087751 341053,499615
P13 325523,82564 340196,066545
P14 325520,833934 339420,703669
P15 325231,838814 338276,842615
P16 326469,526314 337900,155115
P :puits
I.2. Mesure du niveau piézométrique
En hydrogéologie, et dans l’étude piézométrique en particulier, les outils de travail sont variés.
Ces outils permettent de faire une étude précise et complète basée sur les mesures des latitudes, des
longitudes, des altitudes et des niveaux piézométriques [91]. La mesure du niveau piézométrique
est l’opération principale de l’inventaire de la ressource en eau souterraine. Elle correspond à
l’altitude du niveau d’eau en équilibre naturel dans l’ouvrage (sondage ou puits). Elle est calculée
par la différence entre la cote du sol (repère sur l’ouvrage), l’altitude Z et la profondeur de l’eau
Hp[92]. Les niveaux statiques de chaque ouvrage sont mesurés grâce à une sonde piézométrique.
Celle-ci est constituée d’une sonde attachée à un ruban métrique conducteur. Au contact de l’eau,
la sonde émet une alarme sonore qui nous permet, grâce au ruban métrique, de mesurer la hauteur
de la surface de la nappe d’eau par rapport à la surface du sol ou d’un repère dont la hauteur par
rapport au sol est connue. Le matériel utilisé pour accomplir ce travail de terrain correspond au
système de positionnement global (GPS) pour positionner les points d’eau. Le traitement des
données est réalisé par le logiciel ARCGIS 10.2. Le logiciel Surfer 9 (conçu par Golden Software),
nous permet de réaliser des modèles numériques de terrain (MNT) issus des données que nous
avons récoltées sur le terrain.
33
La carte piézométrique, représentative de l’état actuel des niveaux des eaux souterraines de la
nappe, est reportée sur la Figure 9. Il faut noter qu’il y a une hétérogénéité dans la répartition spatiale
des points de mesure, tout simplement à cause de la localisation géographique des différents puits.
Á l’aide de ces différentes mesures, nous avons réalisé la carte piézométrique des eaux. Cette
carte nous a permis de déterminer le sens global de l’écoulement dans le système aquifère.
Figure 9 : Carte piézométrique de la zone d'étude(a), Fluctuations de la surface
piézométrique des puits de l'aquifère(b)
Figure 10: Mesure de niveau d'eau dans les puits (sonde piézométrique)
La méthode utilisée pour évaluer la vulnérabilité intrinsèque sur une partie de l’aquifère karstique
est la méthode RISK(E). Les écoulements de la nappe sont vers le nord et vers l'ouest. Deux lignes
de partage des eaux s'observent dans cette zone côtière: la première au sud-ouest et la seconde à
l’est [93].
34
Figure 11 : Superposition 3D des cotés piézométriques et cotés TN des puits de mesure
Le réseau hydrographique fait référence aux caractéristiques géographiques et physiques de la
plaine et des cours d’eau d’une région donnée. Le réseau hydrographique dans la plaine de Chaâba
el Hamra (figure 11) est très développé, avec un cours d’eau drainent ce bassin versant, dont plus
de la moitié sont des ruisseaux intermittents.
Figure 12 : Carte du réseau hydrographique
La profondeur de la nappe phréatique représente la distance verticale parcourue par un
contaminant à la surface du sol pour atteindre la nappe phréatique. En général, le potentiel de la
protection de l'aquifère augmente avec sa profondeur. De plus, oued N’fifikh est très long [93]
(figure 12).
II. Echantillonnage
II.1. Eaux de surface et souterraine
Les prélèvements effectués se rapportent au mois d’Août 2017. Ces analyses ont porté sur les
ions majeurs, les métaux lourds, l’azote, les demandes chimiques et biologiques en oxygène (DCO
et DBO5), la matière organique et minérale.
35
Pour éviter un changement dans les caractéristiques des échantillons, la conductivité, le pH et
l’oxygène dessous ont été déterminés directement sur le site selon la normes NF EN ISO 19458 .
Pour les échantillons qui ont été ensuite acheminés au laboratoire, l’azote total (NTK) a été
déterminé par la méthode colorimétrique automatisée avec une digestion UV. Les matières en
suspension ont été déterminées selon la méthode décrite par la norme AFNOR T90-105 ; la demande
biologique en oxygène a été déterminée par un DBO-mètre. Les métaux lourds ont été dosés par la
méthode ICP (Inductively Coupled Plasma).
II.2. Lixiviats
Les échantillons de lixiviat ont été prélevés dans des bouteilles en polyéthylène de capacité
1L, préalablement lavées à l'acide nitrique puis à l'eau distillée [94].Les échantillons de lixiviat
ont été conservés dans une glacière pendant le transport au laboratoire (+4°C). De janvier 2017
à Décembre 2017, une compagne d’échantillonnage par mois a été réalisée à la décharge de
Mohammedia, afin de faire un suivi annuel et interannuel, des paramètres physiques, minérales et
organiques. Les prélèvements ont été effectués à l'aide d’une perche télescopique, avec un flacon
de 500 mL fixé à son extrémité .
Figure 13: Bassins de stockage de lixiviat et point de prélèvement
36
Chapitre II : Méthodes d’analyses
Introduction
Dans ce chapitre, nous donnerons une présentation des méthodes d’analyse des différents
paramètres ainsi que les équipements utilisés dans ce travail. Les méthodes examinées sont l’EC,
coagulation-floculation, filtration et aération. Les paramètres considérés sont le pH, concentration,
les types d’adsorbant et les plaques. Ces méthodes sont choisies en raison de leur disponibilité et de
leur faible coût, leur simplicité de mise en œuvre et par le fait qu’ils sont respectueux de
l’environnement. Les différentes techniques complémentaires utilisées pour la caractérisation sont
la DCO, DBO5, CE, NTK, diffraction des rayons X, la microscopie électronique à balayage etc.
I. Méthodes de caractérisations
Les paramètres physiques tels que la température, la conductivité électrique, le total des sels
dissous et le pH ont été mesurés directement pour éviter un changement dans les caractéristiques
des échantillons, à l’aide d’un appareil Analyseur multi paramètres ‘Professional Plus’ selon la
norme NF EN ISO 19458[95].
On mesure la turbidité en unités de turbidité néphalométriques (NTU) à l’aide d’un turbidimètre.
Cet instrument envoie un rayon de lumière à travers un échantillon d’eau et mesure la quantité de
lumière qui passe à travers l’eau par rapport à la quantité de lumière qui est réfléchie par les
particules dans l’eau.
Le phosphore total est l’ensemble du phosphore présent dans un échantillon sous forme de
phosphates ou de composé organophosphorés. La présence du phosphore dans les effluents
industriels provient surtout des détergents, des engrais et de la décomposition de la matière
organique. L'azote ammoniacal peut provenir de la réduction microbienne des nitrates et des
nitrites dans des conditions anaérobies. Sur les échantillons qui ont été ensuite acheminés au
laboratoire, l’azote total (NTK) a été déterminé par la méthode colorimétrique automatisée avec une
digestion UV.
Les chlorures proviennent essentiellement des eaux salines, ils peuvent également provenir des
roches, des rejets industrielles : unité pétrolières, production potasse, soude, organochlorés et des
eaux usées domestique ; les chlorures sont dosés en milieu acide : (HNO₃) Par une solution
de nitrate d’argent (AgNO₃ 0,1 mol/L). Les matières en suspension ont été déterminées selon la
méthode décrite par la norme AFNOR T90-105[96].
La demande chimique en oxygène (DCO) correspond à la quantité de dioxygène nécessaire pour
oxyder les matériaux oxydables dans le lixiviat. Pour l'analyse, on utilise la méthode du dichromate
de potassium selon la méthode HACH. 0,2 mL de l'échantillon de lixiviat et 1,8 mL d'eau distillée
37
sont prélevés dans un tube de réactif COD. L'échantillon de référence est fabriqué avec de l'eau
distillée (2 mL). Les deux tubes sont ensuite chauffés pendant 2h dans le réacteur COD. Après 20
minutes de refroidissement, les échantillons de référence et de lixiviation sont homogénéisés
pendant 2 minutes avant de procéder à la lecture des résultats[97].
La demande biochimique en oxygène (DBO5) est la quantité d'oxygène nécessaire pour oxyder
la matière organique et a été déterminée après l'application de la méthode de dilution. Un volume
de 40 mL de l'échantillon de lixiviat est prélevé dans une bouteille de DBO5 contenant une barre
magnétisée, puis rempli à 160 ml avec de l'eau distillée[98].
Les métaux lourds ont été analysés par ICP-OES Agilent série 700 (Agilent Technologies, États-
Unis). Les éléments métalliques sont analysés par ICP-OES après minéralisation dans de l’eau
régale, composés d’un mélange de 100 mL d’échantillon (lixiviat), 10 mL de HCl, 20 mL de HNO3,
chauffés jusqu’à obtention d’un liquide transparent et remplis avec de l’eau distillée 100 mL [97].
II. Analyses microbiologiques
La reconnaissance et la mesure de toutes les formes de vie à plus petite échelle présentes dans
l'eau et éventuellement pathogènes nécessite un investissement, les dépenses sont élevées et les
résultats obtenus ne sont pas toujours positifs ou ne peuvent pas affirmer la proximité des micro-
organismes. L’examen microbiologique de l’eau a pour but de fournir des données sur la potabilité,
c’est-à-dire sans risque d’ingestion de micro-organismes provoquant des maladies, dues pour la
plupart à la pollution par des êtres vivants, excréments humains ou autres créatures à sang chaud. Il
convient de noter que les créatures à l’échelle miniaturisée présentes dans les eaux ordinaires sont
généralement inoffensives pour le bien-être humain. Quoi qu'il en soit, dans la souillure des eaux
usées, quelques micro-organismes sont disponibles et peuvent nuire au bien-être humain.
• Coliformes totaux et fécaux
Ce sont des germes habitués au tube digestif de l’homme ou des animaux. Ils sont considérés
également comme étant des indicateurs de la qualité hygiénique du produit à analyser. Les
coliformes sont recherchés sur gélose désoxycolate citrate (DCL) incubée pendant 48heures, à
37°C pour les coliformes totaux et à 44°C pour les coliformes fécaux[97].
• Streptocoques
Sont dénombrés sur le milieu Chapman (ou milieu Mannitol Salt Agar) contenant une forte
concentration en NaCl (75%) tolérable seulement par les staphylocoques. L’incubation est faite à
température de 37°C, pendant 24 à 48 heures[99].
38
III. Méthodes de traitements
III.1. Coagulation-floculation
Les tests de coagulation floculation ont été réalisés en utilisant un floculateur à hélices (jar
test). Le matériel d’essai est constitué par un floculateur à quatre agitateurs munis d’une vitesse de
rotation individuelle variant entre 0 et 200 tr/min. L’appareil Jar Test permet d’agiter simultanément
le liquide contenu dans une série de béchers remplis chacun de 500 mL de lixiviat. Différentes
concentrations du coagulant choisis ont été ajoutées au lixiviat. Le mélange est agité d’une façon
rapide à 140 tr/min pendant 10 mn. La vitesse est par la suite réduite à 40 tr/min durant 20 mn. Le
volume des boues, le pH et la conductivité sont ensuite mesuré après 30 mn de décantation, afin de
déterminer la concentration optimale du coagulant. On laisse les flocs se décanter pendant 30
minutes dans des cônes d’Imhof. Après l’écoulement des 30 min, on mesure la quantité des boues
décantées.
III.1.1. Les produits commerciaux
Les coagulants les plus couramment utilisés dans le traitement des eaux usées sont les sels
trivalents de fer FeCl3, Fe2(SO4)3 et d’aluminium Al2(SO4)3 et dans une moindre mesure le sulfate
ferreux FeSO4. Cependant, dans l'application du traitement par coagulation-floculation pour les
lixiviats, une grande quantité de boue est générée. Cet aspect est à prendre en considération lors du
choix du coagulant. Les objectifs de cette étude sont donc l'examen de l'efficacité des processus de
coagulation floculation pour le traitement de lixiviat. L'efficacité de la clarification dépend d'abord
du coagulant utilisé. Les coagulants les plus efficaces sont des sels de métaux, à bases d'Al ou de
fer. Ils sont cités dans le tableau 3.
Figure 14: Coagulants utilisé : Sulfate Ferrique Fe2(SO4)3 (b, a), chlorure Ferrique
FeCl3(c)
39
Tableau 3 : Différents produits utilisés
III.1.2. Précipitation par la chaux
La précipitation chimique est largement utilisée en raison de sa simplicité d’utilisation. Dans
cette approche, les ions métalliques dissous sont convertis à la phase insoluble solide via une
réaction avec un produit chimique. Ainsi, des précipités de faible solubilité produits sont obtenus,
comme les hydroxydes de métaux lourds. Le précipité obtenu est ensuite séparé de l’eau par
sédimentation et/ ou filtration ou flottation. L’efficacité des agents de précipitation dépend, par
exemple, du pH des effluents et de la nature des composés organiques présents.
III.1.3. Préparation de jus de cactus
Le floculant organique (bio-organique) est extrait du cactus qui pousse à Temara (Maroc). Le
produit à l’état naturel est un liquide visqueux de coloration verte, de pH entre 5,17et 5,53
miscible à l’eau, de densité volumique 1,008 kg/L et contient environ 96 % d’eau.
Dans ce travail, l’extraction du floculant organique a été réalisé selon les étapes suivantes :
• Broyage du cactus après nettoyage,
• Extraction du jus de cactus par filtration et par centrifugation.
Le mélange obtenu est relativement stable, il peut conserver sa capacité de floculation pendant
plusieurs jours, en dehors de tout système de conservation.
Figure 15: Cactus avant et après miscibilité à l’eau
40
III.2. Electrocoagulation
Le réacteur utilisé est une cellule d'électrocoagulation d’une géométrie cylindrique et d’une
capacité volumétrique de 1 litre, l’agitation est faite à l’aide d’un agitateur magnétique, le courant
appliqué par des chargeurs électriques (figure 16), et les plaques sont raccordées aux chargeurs
électriques par un matériau conducteur. Le matériel utilisé est représenté dans la figure 16 :
Figure 16: Montage des plaques en Al et chargeur électrique (a) Plaques en Al (b)
Méthode de travail
A chaque fois, on a fait varier un paramètre et fixer les autres selon les protocoles suivants :
Protocole 1 : variation de l’intensité du courant électrique (1A, 2A)
On a utilisé des plaques de 5 cm² en Al, un temps d’électrolyse de 50min, un espacement entre
les plaques de 3cm, un temps de décantation de 30min, et en changeant l’intensité de courant dans
chaque expériences (1A, 2A).
Protocole 2 : variation du temps de réaction (10 min, 30 min, 50 min)
On a utilisé des plaques de 5cm² en Al, une intensité de courant de 1A, un espacement entre les
plaques de 3cm, un temps de décantation de 30min, et en changeant le temps de la réaction
(10min, 30min, 50min).
Protocole 3 : variation du pH (pH aux alentours de 6)
On a utilisé des plaques de 5 cm² en Al, un temps d’électrolyse de 50min, un espacement entre
les plaques de 3 cm, un temps de décantation de 30min, en appliquant une intensité de courant de
1A et en changeant le pH du lixiviat brute à 6,4. L’ajustement du pH est fait à l’aide de l’acide
41
sulfurique H2SO4, qui est le plus fort des acides simples. Ce diacide est incolore et inodore. Dans
l'eau, il libère des ions hydronium, H3O+, et des ions sulfates, SO4
2-.
Protocole 4 : variation des dimensions des plaques (5 cm², 15 cm²)
On a utilisé des plaques en Al, un temps d’électrolyse de 50 min, un espacement entre les
plaques de 3cm, un temps de décantation de 30min, en appliquant une intensité de courant de 2A,
un pH = 6,4 et en changeant les dimensions des plaques (5cm², 15cm²).
Protocole 5 : variation du type de plaque (Al, Fer, Inox)
On a varié le pH aux alentours de 6, laissant la réaction se dérouler pendant 50 min, avec un
temps de décantation de 30 min, en appliquant une intensité de courant de 1A, en utilisant les
même dimensions pour toute les plaques (5cm²) et en changeant le type des plaque (FER,
ALUMINIUM, INOX).
Figure 17: Différents types de plaques (INOX, FER, AL)
III.3. Filtration
La filtration lente sur des matériaux filtrant est une méthode très ancienne utilisée pour traiter
les effluents. Cette méthode de traitement s’est révélée simple, sûre, peu coûteuse et efficace dans
un large spectre d’applications[100]. Elle présente, par rapport aux autres méthodes, l’avantage
considérable de tirer un meilleur parti des compétences locales et des matériaux disponibles dans
les pays en voie de développement. Nous avons développé au laboratoire un système de filtration
percolation en utilisant une colonne verticale formée par des lits filtrants exclusivement constitués
par du sable marin du littoral, et de sciure de bois, l’alimentation est faite par le lixiviat déjà traité
par électrocoagulation [101].
42
III.3.1. Matériau utilisé
➢ Sable:
La caractérisation granulométrique occupe une place prépondérante dans l’étude car elle
permet de définir des paramètres déterminants des sables :
Le d10 [diamètre de maille laissant passer 10 % de la masse de sable, en mm], le d60 [diamètre
de maille laissant passer 60 % de la masse de sable, en mm] et le coefficient d’uniformité (CU)
[rapport : d60/d10, ad][102].
Dans le cadre de cette étude, on a pris des échantillons de sable de différentes plages (plage
Bouznika, Rabat, Mohammedia, El Oualidia), on a effectué l’analyse granulométrique afin de
déterminer le coefficient d’uniformité (CU), pour savoir l’uniformité de chaque sable afin de faire
le bon choix du sable qui sera utilisé dans le procédé de traitement du lixiviat par filtration.
La caractérisation des sables est obtenue à partir d’une analyse granulométrique qui consiste à
séparer et classer les grains des sables à l’aide de tamis selon leur diamètre. Les grains ainsi isolés
peuvent être pesés pour déterminer la proportion de chacun dans le granulat. Avant de procéder au
tamisage, on pèse la quantité à tamiser pour avoir la masse totale initiale, sans oublier de tarer la
balance avant de peser.
Pour le tamisage des sables, on a utilisé une série de 6 tamis ayant les diamètres 2 mm ; 1,4 mm ; 1
mm ; 0,85 mm ; 0,425 mm ; 0,125 mm (figure 18).
Figure 18: Série des tamis utilisés pour le tamisage (a), pesée de la quantité à tamiser(b),
sable refus d'un tamis sable (c) (d),
Les refus sur chaque tamis sont pesés successivement puis cumulés, ensuite on détermine le
pourcentage massique du refus et du passant:
- Pourcentage du refus r = 100 R/ms
- Pourcentage du Tamisât P=100(1- R/ms)
Avec :
- R : refus cumulé.
-Ms : masse totale initiale de l’échantillon du sol sec.
43
➢ Autres matériaux :
Parmi les différents matériaux qui composent la couche de mélange du sol : Le sol sert d'habitat
aux microorganismes [103], [104], s’il est de type sablonneux, il permet une meilleure filtration.
La matière organique, comme la sciure de bois, le charbon de bois, servent de nutriments aux
microorganismes, par ailleurs, le charbon de bois permet aussi d’enlever les mauvaises odeurs. En
outre, Noyaux des dattes et les matériaux de fer absorbent efficacement les phosphates[105], [106].
III.3.2. Protocole de mélange
Les couches de mélange de sol seront composées de sol sablonneux argileux local, de la sciure
de fer, Noyaux des dattes, cactus du fer métallique et du charbon de bois à des rapports selon la
tableau 4 :
Tableau 4 : Pourcentages de mélange
Charbon de bois 20%
Argile 20%
Cactus 20%
Marceaux de fer 20%
Noyaux des dattes 20%
Ces couches seront placées à une épaisseur, espacée par de gravier fin et entourés par de
couches de gravier fin, sur une couche de base de gravier grossier. Un tuyau d'entrée poreux pour
les eaux usées sera placé dans la couche supérieure du gravier. Un tuyau d'aération sera installé
dans les troisièmes et quatrièmes couches de gravier[107].
Figure 19: Mélange des substrats utilisé dans la filtration
44
III.3.3. Choix du nombre de couche :
Il est préférable de travailler avec des couches supérieures ou égales à 5, vu que le
volume total d'eau circulant dans la couche de mélange du sol s'accroît graduellement vers les
couches inférieures du système.
III.3.4. Montage expérimental du traitement à petite échelle
• Filtre de premier type
Le montage expérimental utilisé est schématisé sur la figure 20. Il s’agit d’une colonne
verticale, de 5,5 cm de diamètre et de 50 cm de hauteur. La hauteur effective du lit de filtration est
de 40 cm, 10 cm est utilisé pour les lixiviats brut, qui sont maintenus constants le long de
l’expérience afin de maintenir la même charge du lixiviat sur le lit filtrant.
Figure 20: Montage expérimental de la colonne de filtration avant et après remplissage
Des tuyaux sont introduits dans la colonne afin d’assurer l’aération du lit filtrant.
Le lit filtrant est constitué dans l’ordre précis de quatre couches : sable, sciure de bois, les
dattes, les morceaux de fer, charbon, argile, cactus. Chacune fait 10 cm de hauteur. L’alimentation
du système se fait exclusivement par du lixiviat prétraité par électrocoagulation, l’écoulement se
fait en percolation à travers le substrat. La méthode est basée sur le principe suivant : une filtration
lente, la solution de lixiviat passe sous une charge constante (8 cm de hauteur de lixiviat) à travers
le lit filtrant.
45
• Filtre de deuxième type
Le lit filtrant est constitué de sept couches selon l’ordre suivant : sable, sciure de bois,
noyaux dattes, morceaux de fer, charbon, argile et cactus, chaque couche fait nue hauteur de 2 cm.
L’alimentation du système se fait exclusivement par du lixiviat prétraité par électrocoagulation,
l’écoulement se fait en percolation à travers le substrat (figue 21).
Figure 21: Colonnes de filtration de type 2
• Montage expérimental de traitement à grande échelle
La figure 22 montre la structure du système à filtration utilisé. Une boîte en plastique
rectangulaire (hauteur 56 cm, largeur 38 cm, Longueur 24 cm) a été utilisée pour construire
notre filtre. Le système de filtration se compose de couche de mélange de sols et de couche de
gravier (avec un diamètre de 3-5 mm). Les couches du mélange seront composées de sol sablonneux
argileux local, de la sciure de bois, du fer métallique, du charbon de bois et de noyau des dattes à
des rapports de 20% :30 % : 10% : 10% : 20%, respectivement. Ces couches seront placées à une
épaisseur de 8 cm et agencées selon un motif en couche, espacés de 5 cm de sable dimensionné
précédemment, sur couche à base de gravier grossier de 10 cm. Un tuyau d'entrée poreux pour les
eaux usées est placé dans la couche supérieure de gravier. Un tuyau d'aération est également
installé dans les troisième et quatrième couches de gravier.
46
Figure 22: Système de filtration avant et après remplissage
III.4. Traitement biologique
La conception d’un système d’aération est être basée sur un bilan de masse qui tient compte des
charges et des fractions des contaminants contenus dans les effluents des boues extraites et des
cinétiques biologiques dans le réacteur [108], [109]. Le volume des bassins d’aération doit être
suffisant pour contenir toute la biomasse requise pour maintenir le rapport
substrats/microorganismes (F/M) qui a été choisi par le concepteur [110], [111]. La masse des
solides à maintenir dans le réacteur ayant été définie, la concentration de la
liqueur mixte est déterminée selon le système de séparation solide-liquide qui a été
sélectionné [112].
Le processus de dégradation des contaminants dans le procédé des boues activées est décrit
par un modèle cinétique du premier ordre basé sur la croissance de la biomasse [113]. Selon ce
modèle, le substrat est consommé lors de la croissance de la biomasse.La figures 23 illustre de
fonctionnement adopté.
47
Figure 23 : Schéma de fonctionnement de notre système
IV. Plans d'expériences
IV.1. Définition et intérêts des plans d'expériences
Les plans d’expériences sont utiles à toutes les personnes qui entreprennent des recherches
scientifiques ou des études industrielles. Ils sont applicables à toutes les disciplines et à toutes les
industries à partir du moment où l’on recherche le lien qui existe entre une grandeur d’intérêt, y, et
des variables, xi, qui peuvent modifier la valeur de y:
Y = f (xi)
Leur utilisation vise à:
• Déterminer des facteurs clés dans la conception d'un nouveau produit ou d'un nouveau
procédé ;
• Optimiser des réglages d'un procédé de fabrication ou d'un appareil de mesure ;
• Prédire par modélisation le comportement d'un procédé.
Le scientifique est souvent amené à comprendre comment réagit un système en fonction des
facteurs susceptibles de le modifier. Pour visualiser cette évolution, il mesure une réponse et va
ensuite essayer d'établir des relations de cause à effet entre les réponses et les facteurs, ceci est
résumé au niveau de la figure 24.
48
Figure 24 : Schéma du système de fonctionnement de plan d’expériences
La première étape est le tri des différents paramètres susceptibles d’influencer le phénomène
étudié. Cette étape est appelée Criblage ou Screening. La deuxième étape est la modélisation qui
consiste à identifier les interactions des paramètres ayant une influence significative sur la
réponse. La troisième et dernière étape est quantitative. Elle permet de déterminer la variation de
la réponse en fonction des paramètres et interactions préalablement jugés influents dans l’étape de
criblage. Cette étape est dite étude de surface de réponse ou optimisation.
IV.2. Types des plans d’expériences
Plusieurs types de plans d’expériences sont mis en évidence. Les plans les plus couramment
utilisés sont les plans de criblage et les plans de modélisation ou de surfaces de réponses (figure 25).
Figure 25 : Organigramme des types des plans d’expériences
49
IV.2.1. Plans de criblage
Le but des plans de criblage est de cerner les facteurs les plus influents sur la réponse
étudiée. Il n’y a aucune relation établie entre les variations des facteurs et celle de la réponse.
Parmi les plans de criblage proposés, on rencontre les plans factoriels complets à deux niveaux et
les plans de Plackett-Burman.
IV.2.2. Plans factoriels complets à deux niveaux
Les plans factoriels complets sont issus du travail de Fisher. Ces travaux montrent que chaque
facteur à 2 niveaux conduit à 2n expériences au total, ‘n’étant le nombre de facteurs. Un plan
factoriel permet d’évaluer les impacts des composants, mais aussi l’ensemble de leurs
associations [114].
Les principaux points d’intérêt des plans factoriels complets sont les suivants :
- Comme chaque facteur ne prend que deux niveaux, les tests sont tout sauf difficiles à
contrôler et les dangers d’erreurs sont limités.
- Les structures factorielles complètes sont des plans exploratoires idéaux qui passent en revue
chaque mélange imaginable des degrés des variables traitées et qui assurent de meilleurs résultats.
- L'affichage mathématique est rapide,
- Les résultats acquis avec une vue rapprochée peuvent être utilisés dans une mesure limitée ou
dans leur intégralité, soit pour étudier une zone du terrain d'essai, soit pour construire un modèle
numérique avec un degré supérieur,
La principale faiblesse de ces plans est le nombre élevé de tests dans lesquels quelques
associations ne sont pas valides et quelques composants n'ont aucun impact. C'est la raison pour
laquelle différents plans ont été créés.
IV.2.3. Plans de modélisation
L'objectif des plans de modélisation est de créer une relation scientifique de second degré reliant
les réactions délibérées aux k facteurs. Cette relation est donnée à titre d’exemple :
Les plans factoriels totaux peuvent également être utilisés. Comme il n'y a que
deux niveaux pour chaque facteur, seuls les modèles de premier degré sont utilisés. Il est
concevable de commencer par un arrangement factoriel et de continuer à essayer différentes
50
choses avec un plan-étoile. Le résultat est un arrangement composite qui peut être déchiffré en
utilisant un modèle du second degré [115]. Il existe des types de plans du deuxième degré, les plus
employés sont les plans Doehlert, les plans composites centrés et les plans de Box-Behnken.
IV.2.4. Plans composites centrés
Les plans composites présentent trois parties :
• Les deux niveaux -1 et +1 du plan factoriel complet, 2n expériences, n étant le nombre de
facteurs ;
• Les deux niveaux –α et +α du plan étoile, 2n expériences ;
• Le point au centre du domaine d’étude.
Le nombre total de N essais à réaliser pour n facteurs est donné par la relation suivante [102]:
La valeur de α est donnée par : α = (2n)1/4.
Les plans composites centrés présentent l’avantage de se prêter au déroulement séquentiel
d’une étude et d’exiger un nombre d’expériences relativement peu élevé [116].
IV.2.5. Plans de Box-Behnken
Les plans de Box-Behnken sont de mise en œuvre aisée car tous les facteurs ne prennent que
trois niveaux : -1, 0 et +1 en variables codées [128]. Les points expérimentaux sont au milieu des
arêtes de chacun des côtés. Ce plan comporte douze essais auxquels sont ajoutés un ou plusieurs
points centraux. Dans la pratique, souvent 3 ou 4 points au centre sont réalisés [102], [103].
IV.2.6. Plans de mélange
Les plans sous contraintes sont des plans de mélange qui ne recouvrent qu'une partie ou un
espace réduit du simplexe [117]. Ces plans doivent être utilisés lorsque l'espace du plan choisi n'est
pas un plan de simplexe. La présence de contraintes de bornes inférieure et supérieure sur les
composantes est souvent à l'origine de cette situation [118].
IV.3. Logiciels des plans d’expériences
Les logiciels des plans d’expériences possèdent des bibliothèques de plans classiques. Ils
permettent également de concevoir des plans spécifiques. Il est concevable de représenter les
coefficients avec un tableur, mais cela nécessite de la programmation et du temps. Il est donc
souhaitable d’utiliser une programmation ajustée qui calcule les coefficients ainsi que les comptes
mesurables, ce qui permet d’évaluer la nature du modèle scientifique. Les produits des plans
d’essais sont en outre modifiés pour figurer des réponses dans chacun des domaines d’études, pour
51
décomposer les fluctuations, pour tracer des courbes de réponses, pour fabriquer les surfaces de
réponses et pour déterminer les zones d’intrigue. Chacun de ces résultats imaginables permet de
compléter diverses défaillances et de jeter un coup d'œil sur ces informations de chaque côté. Il est
donc envisageable d'extraire, dans un bref délai, toutes les données présentes dans les séquelles
d'un arrangement d'analyses [116].
IV.4. Analyse statistique
Toutes les hypothèses faites en amont d’un plan d’expérimentation doivent être vérifiées pour
pouvoir valider ensuite les conclusions. Toutes les suppositions faites en amont d'un plan
d'exploration doivent être vérifiées avant d'approuver les extrémités. C’est à ce stade que
l’utilisation d’instruments factuels devient peut-être le facteur le plus important. Ces dispositifs
pourraient être utiles même aux non-experts. La motivation principale de cette enquête est de
porter un jugement sur la nature du modèle numérique mentionné précédemment. La phase initiale
de cette enquête est l'examen général du modèle utilisé pour l'examen de la différence. L’avance
ultérieure est l’étude factuelle des coefficients. La dernière est l’analyse statistique des
résidus [113, 114]. Une description de chacune de ces étapes est donnée dans ce qui suit.
IV.4.1. Analyse globale du modèle
L’analyse globale du modèle est faite par l’analyse de la variance (ANOVA) qui permet de
comparer les variances des valeurs calculées par le modèle et les résidus. Cette analyse constitue
un test statistique appelé test de Fisher-Snedecor (annexe 3). Ce dernier donne une idée si
l’équation établit bien une relation entre la variation des facteurs et de la réponse, ou si c’est dû à
un changement et une fluctuation aléatoire de la réponse dans le domaine expérimental. Ce test
comporte plusieurs grandeurs qui sont regroupées dans les tableaux 5 et 6. Notons que toutes les
informations de ces tableaux sont données par le logiciel Nemrodw [104], [105].
Tableau 5 : Tableau ANOVA (analyse de régression)
52
Avec :
SCM : somme des carrés moyens
SCE : somme des carrés des résidus
SCT : somme des carrés totale SCT=SCM+SCE
Yi : résultats de l’expérience i
Y : moyenne des résultats
Y i : réponses calculées
p : nombre des coefficients
N : nombre des résidus
Fc : loi de F ou loi de Fisher-Snedecor
Pour qu’il existe le moins de résidus possibles, il faut que le rapport Fc soit le plus grand
possible. Dans ce cas, le modèle apporte de l’information, l’hypothèse H0 est donc rejetée avec
une probabilité α.
L’hypothèse H0 du test de Ficher-Snedecor est définie par : le modèle ne permet pas de décrire
la variation des résultats d’essais. Nous utiliserons cette loi pour savoir à partir de quelle valeur
particulière, appelée valeur critique, le numérateur de la quantité Fc est significativement supérieur
au dénominateur. En d’autres termes, Fc nous renseigne sur la probabilité ProbFc de rejeter
l’hypothèse nulle H0. Dans ce cas, le modèle n’est pas rejeté lorsque la ProbFc est au-dessous de 5
%.
Tableau 6 : Coefficients de corrélation
Le coefficient de corrélation R² est compris entre 0 et 1. Plus R² est grand, plus le modèle est
meilleur. Cependant, si le nombre d’expériences est égal au nombre d’inconnues du système, le
coefficient R² est égal à 1. A cet effet, le coefficient de corrélation ajusté est introduit. Ce
coefficient est défini comme étant la différence à 1 du rapport entre le carré moyen des écarts des
résidus et le carré moyen des écarts expérimentaux. Il est utilisé pour estimer la qualité descriptive
53
du modèle. L’autre coefficient, appelé R2pred, permet de décrire la capacité prédictive du modèle, il
est calculé à partir de la somme des carrés des résidus (PRESS) [119] avec :
La valeur de R2pred est toujours comprise entre 0 et 1. Plus cette valeur est proche de 1, plus la
capacité prédictive du modèle est bonne.
IV.4.2. Analyse statistique des coefficients
La qualité des coefficients du modèle est vérifiée statistiquement. L’hypothèse nulle (H0) est
étudiée cette fois pour chacun des coefficients. En effet, la probabilité associée à cette hypothèse
notée "Signif" est obtenue à partir d’un test statistique de comparaison d’une moyenne à la valeur
zéro. Pour ce faire, la statistique texp qui dépend de l’estimation de l’écart type de bi est alors
calculée [119]:
L’écart type S(bi) est représenté par les valeurs mesurées cii et la variance expérimentale σ selon :
Dans les logiciels, la variance résiduelle σr remplace la variance expérimentale σ. Cette variance
est définie à partir de la relation générale :
L’écart-type résiduel Sr est calculé à partir de la variance résiduelle :
La statistique texp peut alors être exprimée par :
54
La bonne significativité d’un coefficient est indiquée par les faibles valeurs de "Signif" (souvent
inférieure à 5 %). Il serait donc facile de déterminer les coefficients significatifs.
IV.4.3. Analyse statistique des résidus
L’analyse statistique des résidus sert à s’assurer que ces derniers ne sont pas anormalement
élevés. La normalité de la distribution des résidus est une hypothèse importante de la méthode des
moindres carrés. La stratégie réaliste de Henry est couramment utilisée. Cette stratégie dépend du
droit gaussien (loi normale). Les objectifs de ce diagramme doivent être ajustés et parler en ligne
droite. Dans le cas où les focalisations vont mal à partir de cette ligne théorique, elles doivent être
vérifiées. Une ligne de conduite spécifique des foyers peut démontrer la nécessité d’un
changement d’information pour rendre leur circulation typique [120].
IV.4.4. Analyse graphique des résultats
L'une des préférences incroyables des plans exploratoires est l'introduction des résultats sous
forme de graphique. Deux sortes de diagrammes doivent être exposés, les surfaces de réponse et les
courbes isoréponses. La surface de réaction est caractérisée en tant que surface de rechute dans un
diagramme en trois dimensions. Il permet de garantir une zone de la zone exploratoire dans laquelle
la réaction est idéale. Ceci est une introduction de la condition du modèle. En ce qui concerne les
plis isoréponses, ils comprennent une projection de la surface de réaction dans un plan [121].
55
TROIXIE ME PARTIE :
Résultats et discussion
56
Chapitre I : Caractérisations des lixiviats et étude de l’impact sur
l’environnement
Introduction
Ce chapitre rassemble tous les résultats de caractérisation de lixiviat et des caractérisations de
la pollution de l’environnement de la décharge. Il a consisté à analyser quantitativement plusieurs
éléments, les métaux lourds et les germes de pollution dans les lixiviats ainsi que les métaux
lourds dans l’eau de surface et souterraine. Les échantillons des eaux ont été prélevés à la surface
des puits et autour de la décharge. De plus, nous avons étudié l’effet du débit de lixiviat sur
ses caractéristiques ainsi que la variation des conditions climatiques. Les mesures ont concerné le
pH, la DBO5, l’oxygène dissous, les indicateurs de pollution telles que la DCO, la turbidité,
conductivité et la concentration en métaux lourds. L’objectif de cette partie est de déterminer les
caractéristiques de l’effluent et évaluer l’impact de la décharge.
I. Descriptifs du lixiviat de la décharge
I.1. Caractérisation du lixiviat de la décharge de Mohammedia
La décharge publique contrôlée de Mohammedia reçoit plus de 197 536 tonnes par an de
déchets de toute nature. La fermentation de ces déchets génère une grande quantité de lixiviats
noirâtres pouvant contenir des éléments indésirables. Les bassins de stockage des déchets sont
protégés par une géomembrane pour éviter l’infiltration des lixiviats aux eaux souterraines.
Cette partie permet d’étudier les caractéristiques des lixiviats issus de la décharge contrôlée de
la ville Mohammedia et de les comparer avec les résultats trouvés dans les différentes
décharges nationales et internationales. Le prélèvement des échantillons nous a permis de
caractériser trois lixiviats. Le tableau 7 montre quelques caractéristiques du lixiviat à la sortie
du camion, à la sortie du casier et le lixiviat stocké au niveau des bassins.
Tableau 7 : Caractéristiques des lixiviats pour les 3 points de prélèvement
Lixiviat Couleur Aspect Odeur
Lixiviat à la sortie
du camion Marron Homogène/liquide Forte
Lixiviat à la sortie
du casier Noir marron Homogène/liquide Moyenne
Lixiviat au bassin
de stockage Noir Foncé Homogène/liquide Moyenne
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Figure 26:Couleur du lixiviat pour les 3 points de prélévement
L’analyse des échantillons nous a permis de pouvoir suivre l’évolution de certains
paramètres physico-chimiques du lixiviat au cours du traitement des déchets ménagers selon les
moyens et les équipements disponibles. Cette caractérisation au pour objectif également de préparer
un plan pour un traitement combiné de cet effluent. Le tableau 8 donne les teneurs des différents
éléments analysés ainsi que les valeurs des normes des rejets marocaines direct et indirect.
Tableau 8 : Composition des lixiviats dans les trois points d’échantillonnage
Echantillon Sortie du
camion
Sortie du
casier
Au bassin de
stockage
Normes
marocaines
de rejet
Température (°C) 24,4 24,4 24,2 30
pH 6,61 7,12 7,51 5,5-8,5
Conductivité (mS/cm) 36,4 35 33,1 2,7
MES (mg/L) 580 599 652 -
O2 dissous (mg/) 0,07 0,09 0,09 -
Turbidité (NTU) 1135 1645 657 -
DCO (mg/L) 46000 56000 48000 500
NH4+ (mg/L) 3871 4763 4523 -
Nitrite (mg/L) 7 8,1 11 -
Nitrate (mg/L) 1 10 20 -
PO43- (mg/L) 32 37 78 -
TA (°F) 0 0 0 -
TAC (°F) 1000 968 754 -
TH (mg/L) 900 1000 893 -
Chlorure (mg/L) 5325 4898 5123 -
Fer (mg/L) 67 120 87 5
La composition des lixiviats des décharges est très aléatoire et varie en fonction de la nature des
déchets, l’âge de la décharge, la technique d’exploitation et les conditions climatiques. L’analyse
du lixiviat généré par la décharge publique contrôlée de Mohammedia à différentes phases de
58
traitement des déchets a montré qu’il s’agit d’un lixiviat à forte charge polluante minérale et
organique (DCO très important).
I.2. Paramètres mesurés sur le site
Divers types d'analyses peuvent être réalisés sur les lixiviats collectés. Certaines mesures sont
réalisées, directement au moment du prélèvement des échantillons pour éviter leur évolution et
leur changement ; c'est le cas du pH, de l’oxygène dissous, température et la conductivité.
Au cours des mesures réalisées durant 5 mois sur des lixiviats de la décharge, les résultats des
analyses physicochimiques, comme indiqué dans le tableau 8, montrent que le lixiviat étudié produit
une charge diversifiée et hautement polluante [122].
• Conductivité électrique
La conductivité électrique est un moyen simple pour détecter la pollution saline du lixiviat, elle
est proportionnelle à la quantité des sels dissous dans le lixiviat. En fait, la conductivité électrique
indique la forte minéralisation qui est principalement attribuable à la teneur en chlorures et d’autres
cations et anions. La conductivité électrique du lixiviat de la décharge de Mohammedia indique que
le lixiviat est fortement chargé en sels (36,4, 35 et 33,1 ms/cm) et que le lixiviat caractérisé a un
jeune âge ; il s’agit d’un caractère commun de tous les lixiviat des décharges d’ordures ménagères.
La tendance de diminution des valeurs de la conductivité du lixiviat à la sortie du camion au
bassin de stockage en passant par le lixiviat à la sortie du casier est dû aux réactions de précipitation
et à la décantation que subit les déchets et, par conséquent, le lixiviat pendant son parcours dès
l’entrée à la décharge jusqu’à son traitement et enfouissement.
• Oxygène dissous
La faible valeur d'Oxygène dissous (O2) indique que le phénomène d'anaérobiose est
prédominant dans la décharge. Pour cela, l'oxygène est fortement sollicité pour la
dégradation de la matière organique et l'oxydation des minéraux présents dans l'effluent [93][123].
• Température
La mesure de température in situ pour les trois échantillons de lixiviat montre un léger
réchauffement des trois échantillons de lixiviat surtout pour le lixiviat à la sortie du camion et la
sortie du casier. Ceci peut être dû au dégagement d’énergie à la suite des réactions exothermique
qui accompagnent la dégradation des déchets, en revanche le lixiviat stocké en bassin est légèrement
refroidie lors de son stockage dans les bassins.
59
• Potentiel hydrogène (pH)
Le pH est un paramètre important dans l’étude des milieux aquatiques. Il est très dépendant des
mécanismes chimiques et biologiques mis en jeu lors de la dégradation des déchets. Parmi les
facteurs qui influent sur les valeurs de pH, on cite la température, l’activité photosynthétique et la
salinité. Pour le lixiviat à la sortie du camion, on enregistre des pH acides de l'ordre de 6,61,
alors que pour le lixiviat à la sortie du casier, les valeurs de pH augmentent et on enregistre des pH
moins acides de l’ordre de 7,12. Pour le lixiviat stocké en bassin, on observe une tendance vers
l’alcalinité avec une valeur du pH de l’ordre de 7,51. Ce caractère d’acidité pour les premiers
échantillons de lixiviat semble être dû à la phase de dégradation biologique aérobie des déchets et
la production des acides gras volatils (ACV) qui représente la première phase de dégradation des
déchets.
• Demande Biologique en Oxygène
La demande biologique en oxygène (DBO5) est un indicateur de la pollution organique des
eaux. C’est un paramètre qui indique le niveau de biodégradabilité de l'effluent [137]. La valeur
de la DBO5 est d’environ 22 660 mgO2/L. Cette valeur est 226 fois supérieure à la
valeur de la norme de rejet nationale (DBO5 = 100 mgO2 /L) [123].
• Demande Chimique en Oxygène
Contrairement à la DBO5, la demande chimique en oxygène inscrite est de 56 040 mgO2/L. Elle
est 186 fois plus élevée que celle préconisée par la norme (DCO= 500 mgO2 /L). Cette estimation
élevée de la DCO démontre une charge naturelle élevée qui peut être identifiée avec l'âge, la nature
et la mesure des déchets et des variables diverses de l'atmosphère, comme la pluviométrie,
l'humidité de l'air et la température. En fait, ces composants divers sont à la base de
l'inconstance de la charge polluante [93]. Le lixiviat de la décharge de Mohammedia Ben Slimane
possède une valeur très importante de la demande chimique en oxygène (DCO) pour les trois
échantillons de lixiviat caractérisés témoignant de la forte présence de la matière organique dans
cette matrice. Cependant, la DCO connait une nette diminution pour les échantillons du lixiviat
stockés au bassin par suite des phénomènes d’auto-biodégradation. Les valeurs de la DCO sont
largement supérieures à la valeur standard exigée par les normes marocaines directes ou indirectes
et qui sont de l’ordre de 500 mg et 1000 mg/L.
• Rapport DBO5 /DCO
En ce qui concerne le rapport DBO5 /DCO, il est de 0,4, exprimant un état de matière
organique contenue dans le lixiviat qui n’a pas encore atteint l'étape finale de la dégradation. Ces
molécules sont encore instables (phase de fermentation), ce qui favorise le phénomène de
l'anaérobiose et le maintien de la décharge dans une phase de dégradation active [124].
60
• Turbidité
On appelle la turbidité les très fines particules en suspension (sable, argile, microorganismes,
produits polluants...) qui constitue une pollution solide du lixiviat et s’oppose à la pénétration
de la lumière nécessaire à la vie aquatique. Généralement, le lixiviat de la décharge de
Mohammedia a de faibles valeurs de turbidité, l’évolution de la turbidité diminue
en passant du lixiviat sorti du casier au lixiviat sorti camion au lixiviat stocké
en bassin, qui est respectivement de l’ordre de 1645 NTU, 1135 NTU et 657 NTU.
• Azote Ammoniacal
Généralement, l'azote ammoniacal domine quantitativement les formes azotées (représente les
90 % de l'azote total) dans le lixiviat. La diminution des teneurs en azote ammoniacal (représente
environ 75 % de l'azote total) de lixiviat sorti du bassin au lixiviat sorti du casier est
vraisemblablement liée à une minéralisation de l'azote ammoniacal en nitrate, nitrite et gaz
d’azote, par une action bactérienne (Nitrosomonas et Nitrobacter) à la suite du phénomène de la
dénitrification. Cependant, les teneurs en azote ammoniacal de lixiviat à la sortie du camion sont
dues à la présence de l’azote sous sa forme organique qui sera ensuite transformé en azote
ammoniacal par la dégradation biologique qui est mise en jeu. Les teneurs en nitrates et en nitrites
dans le lixiviat restent très faible, voire nulles par suite des phénomènes réducteurs qui règnent au
sein de la décharge.
• Phosphore Total
Les teneurs en phosphore total enregistrées dans le lixiviat de la décharge de Mohammedia à
différents points de prélèvement sont très faibles. Les valeurs de PT sont de l’ordre de 32 mg/L pour
le lixiviat à la sortie du camion et de l’ordre de 37 mg/L à la sortie du casier et de l’ordre de 78 mg/L
au bassin de stockage. Ces valeurs sont légèrement supérieures aux normes des rejets indirects (20
mg/L), il semble que ces faibles teneurs sont donc la résultante de l'assimilation rapide de cet
élément par les Bactéries.
I.3. Eléments inorganiques
• Titre alcalimétrique TA et Titre Alcalimétrique Complet TAC
On remarque que la teneur, des trois échantillons de lixiviat, en TA (Titre alcalimétrique) est
nulle, tout à fait logique pour les valeurs du pH enregistrée pour ces échantillons, sachant que le
TA est toujours nul pour un échantillon ayant un pH < 8,3. Pour le TAC (Titre Alcalimétrique
Complet), on remarque que les trois échantillons sont fortement chargés en carbonates et
bicarbonates, un caractère commun à toute décharge à ordures ménagères.
61
• Ions Ca2+ et Mg2+
L'évolution des ions majeurs (Ca2+, Mg2+) du lixiviat de Mohammedia à différents points de
prélèvement, met en évidence une charge très importante en dureté (trop chargé en Ca2+, Mg2+) avec
une légère diminution de la dureté pour le lixiviat stocké au bassin suite aux phénomènes de
complexations de ces ions par d’autres molécules organiques présentes dans
le lixiviat.
• Chlorures
Au cours des analyses du lixiviat, la teneur en chlorures dans le percolât montre qu’il est très
chargé en chlorures. Cette teneur est de 6 520 mg/L (Tableau 8). La concentration de chlorure
concorde avec la forte valeur de la conductivité électrique. Ceci montre que la conductivité est en
grande partie déterminée par les ions chlorures.
Le dosage des ions chlorures pour les trois échantillons de lixiviat a donné des valeurs plus
proches pour les trois échantillons avec une légère hausse de la teneur en chlorure pour les
lixiviats stockés aux bassins suite aux dégradations des matières organiques contenues dans le
lixiviat. Ces valeurs sont très supérieures aux normes, et elles donnent au lixiviat le caractère
d’un effluent très saumâtre.
Tableau 9 : Teneur en anions et cations des lixiviats
Elément inorganique
(mg/L) Cl- K+ Na+ Mg2+ P NH4
+
Valeurs 6 520 9 610 28 400 1 452 52 753
• Sodium
Le lixiviat de la décharge est très riche en sodium, avec une teneur de 28 400 mg/L. Les
concentrations au calcium, magnésium et phosphore sont respectivement de 9 610 mg/L, 28 400
mg/L et 52 mg/L. La présence du phosphore dans les déchets provient de certaines catégories
de déchets comme les os, les incombustibles non classés et les déchets putrescibles.
I.4. Eléments métalliques
L’examen des résultats, présentés dans le tableau 9, montre que les concentrations en arsenic,
cadmium, cobalt, nitrate, manganèse, cuivre et en plomb des lixiviats sont inférieures à la Valeur de
référence. La concentration totale en métaux lourds (As, Cr, Fe) est assez faible et varie entre 0,72
et 7,53 mg/L.
62
Tableau 10 : Teneur en métaux lourds des lixiviats
Elément
Métallique
(mg/L)
As Cd Cr Cu Mn Ni Pb Fe Co Hg Zn
Valeurs 0,72 0,004 1,42 0,089 0,65 0,301 0,05 7,53 0,3 0,001 0,42
Normes 0,1 0,25 0,5 2 2 5 1 5 0.5 0.05 5
Le fer est le métal le plus abondant (7,53 mg/L). L’arsenic et le chrome présentent aussi des
teneurs importantes qui sont respectivement de 0,72 et 1,42 mg/L. Les métaux toxiques
présentent des teneurs relativement moins importantes : cobalt = 0,3 mg/L ; plomb = 0,05 mg/L;
nickel = 0,301 mg/L [124].
L’analyse des trois échantillons de lixiviat montre une contamination moyenne par le Fer ce
qui explique que la décharge de Mohammedia est une décharge à jeune âge. En effet, les
concentrations de Fer diminuent plus rapidement avec l'âge de la décharge que celles d'autres
substances inorganiques. La teneur en Fer dans les lixiviats issus d’une jeune décharge est
beaucoup plus élevée que celle d’une ancienne, en raison de la solubilisation de ce métal (due
aux faibles valeurs du pH dans la phase d'acidification). Cependant, dans les anciennes
décharges, les hydroxyles aromatiques ainsi que des acides humiques et fulviques peuvent
également complexer des métaux tels que le Fe, Cu, Cd, Pb, Ni, Mn, Co et Zn. Alors, le
vieillissement de la décharge, conduit à une augmentation conséquente de la valeur du pH,
entrainant une baisse de la solubilisation du Fer et des métaux généralement, et leur
précipitation sous forme d’oxydes. Par conséquent, on a une diminution des teneurs en Fer dans
le lixiviat.
I.5. Eléments microbiologiques
Les éléments microbiologiques sont des indicateurs de la pollution microbiologique des
eaux. C’est un paramètre qui indique le niveau de biodégradabilité de l'effluent.
Tableau 11 : Composition microbiologique des lixiviats
Paramètres Valeurs Normes marocaines de
rejet
Coliformes Totaux (CT) (CFU
/100 mL)(37°C) 8.106 5000
Coliformes Fécaux(CF) (CFU /100
mL)(48°C) 6,4.106 5000
La caractérisation des germes pathogènes montre qu’il y a une forte présence pour les
coliformes totaux, environ 8.106 et 6,4.106 pour les coliformes fécaux. Ces résultats montrent
que les valeurs sont largement supérieures aux normes de rejet admissibles marocaines.
63
II. Evolution temporelle de la composition du lixiviat de la décharge
Les caractéristiques physico-chimique et biologique des lixiviats sont différentes pour
chaque décharge. En effet, elle varie étroitement avec la nature et l’âge de la décharge, le type
des déchets et leurs degrés de décomposition, la méthode de mise en décharge, la nature du site
d’enfouissement et les conditions climatiques.
Les résultats des débits mesurés dans le jus de CET de Mohammedia évoluent de 12,7 à
188,362m3/j (Figure 27). L’examen de l’évolution des débits avec ceux de la pluie met en
évidence deux pics correspondant à des valeurs maximales de pluviosité.
Figure 27 : Variation mensuelle du flux du lixiviat
Les températures enregistrées dans le lixiviat varient de 10 à 31°C (moyenne = l5,5°C)
(Figure 28a). Les valeurs maximales sont obtenues au cours de la saison d’été
parallèlement à un faible débit de lixiviat.
64
Figure 28 : Variation mensuelle de la température (a), O2(b), pH(c), CE (d)
L'oxygène dissous est crucial pour de nombreux processus chimiques et biologiques qui se
produisent dans le cours d'eau tels que, la respiration, la décomposition, la conversion
d'éléments nutritifs en formes utiles. Les valeurs enregistrées en oxygène dissous dans le lixiviat
de décharge sont très faibles, de l’ordre de 0,3 mg/L (min 0,32 mg/L, max=0,41 mg/L).
L'oxygène dissous est en fait la quantité d'oxygène nécessaire à la dégradation de la matière
organique biodégradable de lixiviat par le développement de micro-organismes, dans des
conditions données (figure 28 b).
Les valeurs de la conductivité électrique enregistrées dans le lixiviat oscillent entre
3700 à 4610 µS.cm-1 (Normes 2700 µS.cm-1) (Figure 28 d). Les valeurs les plus élevées ont
été enregistrées en été (4500 µS.cm-1 en juin 2017, et 4600 µS.cm-1 en août 2017). C'est en
hiver, par contre, qu'ont été mesurées les valeurs les plus faibles de conductivité (3790
S.cm-1 en janvier 2017 et 3920 µS.cm-1 en Décembre 2017). Au cours de la saison automnale,
on obtient une conductivité électrique de 4250 µS.cm-1 (novembre 2017). Les valeurs de
conductivité, l’été et l’hiver, sont supérieures aux valeurs des normes marocaines des rejets.
Le pH du lixiviat est un indicateur des différentes phases de dégradation des déchets solides.
Le lixiviat provenant de la CET de Mohammedia est basique. La moyenne du pH est de 7,45.
Cette moyenne est presque la même que celle trouvée dans les lixiviats provenant de la décharge
d'El Hoceima [125], et avec celles trouvées par CHOFQI [42] et ABED [126]. Les valeurs de
pH relevées dans le lixiviat varient de 7,1 à 7,96 (Figure 28C), mais généralement elles sont
conformes aux normes de rejet marocaines (max 9,5 et min 5,5).
La concentration moyenne de chlorure est d'environ 7181,5 mg/L (Figure 29b). C'est une valeur
plus élevée que celle trouvée à El-Kerma Oran (Algérie) (3379 mg / L) [127], et à Al Hoceima
(Maroc) (3000 mg /L) [83]. Ces concentrations élevées coïncident avec des valeurs élevées de
conductivité électrique. Cela indique qu'elle est en grande partie déterminée par les ions
chlorure. Par rapport aux valeurs des normes de qualité de la grille de l'eau de surface, nos
résultats dépassent les normes (> 500 mg/L).
65
Figure 29 : Variation mensuelle de l'azote total (a), Cl (b), MES (c), NH4+(d)
Les concentrations en azote total du lixiviat varient de 4256 à 12000 mg/L (Figure 29a).
Celles de l’Ammonium (NH4+) varient de 4200 à 12000 mg/L (Figure 29d). L'étude
comparative de ces deux formes azotées, indique une évolution saisonnière similaire,
caractérisée par des valeurs estivales élevées. En novembre 2017, on assiste à une décroissance
brutale de la concentration de ces deux nutriments, vraisemblablement due à l’augmentation du
débit durant cette période, puis les teneurs diminuent en hiver atteignant des minima de 4256
mg/L de NTK et 4200 mg/L de NH4+(Janvier 2017). À partir de février 2017, les teneurs en
NH4+et en NTK augmentent.
La teneur en azote totale dans le lixiviat non traité de Mohammedia est de 12000 mg/L. Ces
valeurs sont très supérieures à celles trouvées à Jebel Chékir Tunisie (991 mg/L) [127]et à El
jadida (Maroc) (140 mg/L) [42]et à celles trouvées à fez (Maroc) (4000 mg/L) [128].
La matière en suspension, présente toutes les particules inorganiques et organiques
contenues dans le lixiviat. Ses effets sur les caractéristiques de l'eau sont très nocifs
(changement de la turbidité, réduction de la pénétration de la lumière et donc de la
photosynthèse). L'analyse des résultats montre que le lixiviat de la ville de Mohammedia a une
concentration moyenne de 599 mg/L. Ce résultat (figure 29c) est souvent lié à une forte charge
66
en matière organiques et inorganiques générés par la population. L'ion ammonium NH4+, est la
forme réduite d'azote, provient principalement de la décomposition naturelle des protéines
contenues dans les micro-organismes et le phytoplancton. Il peut également provenir de
l'approvisionnement en effluents raffinés urbains, déchets ménagers, industriels ou agricoles.
La valeur moyenne de la concentration de NH4+ dans les lixiviats de la décharge enregistrée au
cours de la période d'étude est de 8100 mg/L. La valeur est supérieure à celle trouvée dans le
lixiviat de la ville d'El Jadida [42] et El Hociema [83].
Les valeurs du flux de matières organiques oxydables (DBO5) importé par la décharge
varient de 22660 à 40750 mgO2/L (Figure 30a). Les valeurs de flux les plus élevées ont été
enregistrées en septembre 2017. En été, on observe une augmentation légère des valeurs du
flux de DBO5 de l'ordre de 14 mgO2/L qui coïncident avec des maxima de températures
ambiantes enregistrées sur le site. En automne (septembre), on assiste à une augmentation
des valeurs de flux de DBO5 dans le jus de la décharge. Celles-ci commencent à diminuer avec
l’arrivée de l’hiver tout en demeurant élevées. Généralement, ce sont des valeurs supérieures
aux normes marocaines (100 mgO2/L).
Figure 30 : Variation mensuelle de la DBO5 (a), DCO(b), P(c), DBO5/DCO (d)
67
Les valeurs en flux de la DCO relevées dans le jus de décharge fluctuent entre 6100 et 69120
mg/L (Figure 30b). L'évolution saisonnière de ce paramètre, semble être opposée à celle de la
DBO5 en été. Le rapport DBO5/DCO varie de 0,4 à 0,6 (moyen = 0,061). En été, on enregistre
des valeurs faibles (0,4 en février et mai 2017). En hiver, les valeurs sont plus élevées (0,62 en
janvier 2017 et 0,62 en septembre 2017) en fonction de l'élévation hivernale de la DBO (Figure
30a). De plus, l'estimation de la proportion DBO5/DCO donne des données sur l'étape de
maturation de la décharge. La proportion DBO5/COD donne des indices oscillant aux environs
de 0,4 et 0,6 démontrant une libération juvénile mais non équilibrée, liée à la période acide
d'avilissement anaérobie.
Les analyses ont montré que la moyenne du phosphore total dans les lixiviats durant la
période d'étude (Figure 30c) est de 54,25 mg/L, avec un minimum enregistré de 88,507 mg/L
(Juillet 2017), et un maximum de 184,133 mg/L (Décembre 2017). La présence du phosphore
dans les déchets provient de certaines catégories de déchets comme les os, les incombustibles
non classés et les déchets putrescibles [129].
L'analyse de la composition des métaux lourds dans le lixiviat brut de la décharge (Tableau
12) a montré une charge au métal très faible de ces percolât. Le fer est le métal le plus abondant
(9,1 mg/L), ce qui n'est pas le cas du lixiviat généré par une digestion anaérobie en phase de
décharge. Ces valeurs sont probablement dues au fait que la décharge continue à recevoir des
déchets contenant du fer.
Tableau 12 :Valeurs des métaux lourds dans des lixiviats de décharges de Mohammedia
Paramètre
(mg/L) Février Mars Avril Mai Août Décembre
Cuivre 0,089 0,091 0,090 0,09 0,091 0,10
Chrome 0,8 1,1 1,32 1,3 1,42 1,50
Plomb 0,04 0,04 0,05 0,06 0,08 0,03
Argent 0,70 0,62 0,6 0,71 0,50 0,55
Cobalt 0,30 0,40 0,42 0,40 0,30 0,36
Cadmium 0,004 0,004 0 0,004 0,004 0,006
Nickel 0,301 0,301 0,301 0,301 0,301 0,410
Zinc 0,40 0,31 0,30 0,40 0,42 0,45
Magnésium 0,60 0,56 0,65 0,65 0,66 0,50
Fer (Fe) 6,1 7,6 6,5 7,53 8 9,1
Mercure (Hg) 0,001 0 0,001 0,001 - 0,01
Le lixiviat de CET a également des teneurs relativement élevées pour le cuivre =0,1 mg/L,
le nickel = 0,4 mg/L et le plomb = 0,08 mg/L. La composition métallique du lixiviat de la
décharge est typique d'une décharge domestique dominante [130]. La classification des
concentrations en métaux lourds de ces lixiviats dans l'ordre croissant est la suivante : Fe> Ni>
Cu> Mg> Zn> Pb> Cd. Par conséquent, la faible présence des métaux lourds dans les lixiviats
des sites d'enfouissement n’empêche pas la croissance microbienne et interfère avec les
résultats représentatifs de la DBO5.
68
III. Étude de l’impact du lixiviat sur l’environnement
III.1. Généralité
Dans le monde entier, la pression sur les ressources en eau, et en particulier sur les ressources
souterraines, est en augmentation, principalement en raison de la demande croissante et de la
dégradation de la qualité de l'eau. L’accès général à l’eau potable, l’irrigation, l’expansion
urbaine, le développement industriel et le tourisme sont autant de facteurs qui accentuent ces
pressions [129], [130]. En effet, suite à une évolution générale des décharges au Maroc, en plus
de l’odeur émise, le lixiviat des décharges affecte la qualité des eaux de surface et des eaux
souterraines en raison de sa forte charge polluante (matières organiques, minéraux et pollution
bactériologique marquée par le développement des bactéries, virus et algues, métaux lourds,
organochlorés et sels inorganiques) [34]. Durant les dernières années, la quantité et la qualité
de l'eau dans le monde se sont détériorées en raison de rejets industriels incontrôlés, de
l'utilisation intensive d'engrais chimiques en agriculture et de la désorganisation de la ressource
en eau. Ces facteurs ont entraîné une modification chimique de l'eau, la rendant parfois
impropre aux utilisations souhaitées [131]. L'agriculture marocaine en général est un gros
consommateur d'eau. Dans des conditions arides et semi-arides, les agriculteurs sont obligés
d'utiliser différentes sources d'eau pour irriguer leurs cultures. Dans certaines régions, ils
utilisent même des eaux usées non traitées provenant des ménages et des industries. Dans la
plaine de Mohammedia, le risque de pollution est une combinaison de plusieurs facteurs
naturels (hydrogéologiques) et anthropiques. Les nappes dans cette région représentent une
source importante d’eau et doivent, en tant que telles, être protégées de toute source de pollution
[132]. La cartographie de la vulnérabilité des eaux souterraines est un outil de base pour la
protection des ressources en eau. Les méthodes d'estimation de la vulnérabilité des eaux
souterraines par la pollution sont nombreuses. Dans ce travail, une approche basée sur la
méthode standard DRASTIC a été utilisée [133].
III.2. Caractérisation des eaux souterraines
III.2.1. Évaluation physico-chimique et microbiologique des eaux souterraines
• Température
La température de l'eau est un facteur important dans le milieu aquatique, car elle régit
presque toutes les réactions physiques, chimiques et biologiques [134]. Dans la zone d'étude, la
température a varié considérablement d'un point à un autre (figure 31), avec un minimum de
13°C (point 1) et un maximum de 17°C. Ces valeurs restent acceptables pour les normes
marocaines de potabilité.
69
Figure 31: Résultats du pH et de la température
• pH
Le pH de l'eau fournit des informations sur son acidité et son alcalinité, il se situe
généralement entre 6,6 et 7,8 dans les eaux naturelles [133]–[135]. Dans la zone d'étude, il varie
de 7,12 à 7,68. La nature des terres traversées par l'eau en est la raison naturelle, provoquant
d'importantes variations de pH. L'analyse de ces eaux a révélé que le pH au niveau de tous les
points d'eau est presque neutre. Le pH moyen au niveau de la zone d'étude respectait les normes
de potabilité des eaux souterraines et toutes les valeurs correspondaient au pH des eaux
naturelles et semblaient provenir d'aquifères carbonatés (figure 31).
• Conductivité
La conductivité électrique fait référence à la capacité de l'eau à conduire un courant
électrique. Elle est déterminée par la teneur en substances dissoutes, la charge ionique, la
capacité d'ionisation, la mobilité et la température de l'eau. Par conséquent, la conductivité
électrique fournit des informations sur le degré de minéralisation de l'eau. Les eaux des points
contrôlés sont minéralisées (Figure 32) avec des valeurs comprises entre 2000 et 4600 μS / cm.
Ces valeurs importantes semblent résulter des puits des réservoirs, dans lesquels l’eau a été
collectée.
70
Figure 32: Résultats de l'oxygène dissous et de la conductivité électrique
• Demande Chimique en Oxygène
La demande chimique en oxygène (DCO) fait référence à des matières organiques et
inorganiques chimiquement oxydables. Les valeurs de DCO obtenues pour les échantillons des
puits stabilisés allaient de 10 à 80 mgO2/L (Figure 33). Ces concentrations sont bien
inférieures aux valeurs limites générales pour le rejet des eaux souterraines au Maroc, fixées à
100 mgO2/L. Les eaux souterraines naturelles contiennent généralement peu ou pas de matière
organique [136].
Figure 33 : Résultats de DCO et MES
• DBO5 et NTK
La DBO5 est faible pour tous les échantillons d'eau souterraine stabilisée, tandis que la DBO5
mesurée pour l'échantillon près de la décharge contrôlée est de 0,20 mgO2/L. Cette valeur se
71
situe dans la plage normale de l'eau potable marocaine (100 mgO2/L) [157]. La concentration
en NTK reste faible et varie entre 0,10 et 0,45 mg N/L, ce qui ne peut pas avoir d’effet négatif
sur la vie aquatique dans les puits (figure 34).
Figure 34 : Résultats de la DBO5 et du NTK
III.2.2. Faciès chimiques des eaux souterraines
Les résultats de l'analyse physico-chimique des eaux souterraines dans la région de Chaâba
El Hamra au cours de la période d'observation ont permis d'extraire les paramètres
habituellement utilisés pour l'estimation de la qualité de l'eau d'irrigation.
Parmi ces paramètres, on compte :
o Salinité exprimée par la conductivité électrique (EC),
Carbonate de sodium résiduel (RSC) [137] :
(RSC) = (CO3 + HCO3) - (Ca + Mg) (19)
Pourcentage de sodium (% Na),[138] :
(% Na) = 100 ∗ Na / (Ca + Mg + Na + K) (20)
Ratio d'adsorption du sodium (SAR)[137] :
(SAR) = Na / √ (Ca + Mg) / 2 (21)
Les mesures des paramètres chimiques montrent que les eaux souterraines de la nappe de la
zone d‘étude sont caractérisées par l’abondance des ions Na+, Cl-, SO42- et Ca2+.
Le report des résultats des analyses chimiques des eaux de cet aquifère sur le diagramme
triangulaire de Piper (Figure 34), met en évidence l’incidence de la lithologie sur la qualité des
eaux souterraines. Le diagramme montre deux familles d’eau : les eaux Bicarbonatées
calciques et magnésiennes dominantes et les eaux chlorurées, sulfatées, calciques et
magnésiennes.
72
Tableau 13 : Qualité physico-chimique et microbiologique des eaux souterraine des
prélèvements
Id P0 P1 P2 P3 P5 P6 P7 P8 P9 P10 P11 P12 Normes
Cond.(µs/cm) 2430 3245 2741 2024 3112 3045 4562 3014 2450 2157 2653 2254 2700
pH 7,3 7,14 7,54 7,3 7,6 7,24 7,64 7,6 7,35 7,5 7,4 7,4 6,5-9,5
T(c°) 13 14 14 15 15 16 14 14 13,4 15,4 16,2 15 25
O2d(mg/L) 6,6 7,4 7,80 8,4 8,1 8,35 7,42 9 6,5 8 8,5 8,5 > 5
Ca2+ (mg/L) 142 154 136 154 142 146 164 150 165 164 125 125 -
Mg2+ (mg/L) 52 41 65,5 58 62,4 62,4 70 61 54 54 54 53 100
Na+(mg/L) 352 425 426 425 450 457 502 503 510 520 220 243 -
K+(mg/L) 2,5 2,14 1,84 2,4 2,04 2,48 2,14 2,1 2,2 3,5 4,4 3 12
HCO3-(mg/L) 26 30 24 41 34 30 26 42 25 24 45 28 -
Cl-(mg/L) 532 532 694 542 654 742 764 642 640 542 642 530 250
SO42-(mg/L) 124 123 134 154 84 92,2 152 154 120 82 72 74 400
NO3-(mg/L) 71 60 64 64 26 25,1 66 56 54 64 64,2 63,1 50
NO2-(mg/l) 0,012 0,012 0,065 0,012 0,024 0,024 0,083 0,012 0,012 0,012 0,012 0,014 0,5
MES 13,2 11,5 2,42 15,4 14,2 12,4 10,5 10,5 12 11 6 5,5 -
DCO 18 19,2 18,4 16,2 15 15,4 16,1 42 22 21 18,4 20 -
NTK 0,123 0,21 0,2 0,2 0,2 0,2 0,36 0,2 0,2 0,35 0,31 0,31 -
DBO5 0,2 0,2 0,215 0,2 0,1 0,20 0,44 0,3 0,3 0,4 0,3 0,32 10
CT
(UFC/10mL - 10 - 0 - - 30 - 10 0 - 0 0
CF
(UFC/100mL) - 0 - 0 - - 0 - 0 0 - 0 0
SF
(UFC/100mL) - 0 - 0 - - 0 - 0 0 - 0 0
Les différents faciès révèlent des processus hydrogéochimiques qui régissent la
minéralisation des eaux souterraines de cette nappe. L’examen de ce processus est
essentiellement basé sur l’étude des résultats des analyses chimiques effectuées. Par ailleurs,
ces résultats montrent une faible variation des teneurs, avec des écart-types dans la plupart des
cas, inferieurs à la moyenne sauf pour les sulfates.
Le rapport des résultats des analyses d'eau sur le diagramme de Piper montre une variabilité
du faciès chimique. Il y a trois pôles:
• Le premier pôle est caractérisé par un faciès au sulfate de calcium et de chlorure de
magnésium et de sulfate, en particulier pour les points d’eau 2, 4 et 5.
• Le second pôle est caractérisé par les faciès en bicarbonate de calcium et de
magnésium (points d'eau 1, 2, 7 et 9), et il est lié à la dissolution des calcaires des
réservoirs de l'aquifère.
73
• Le troisième pôle est caractérisé par des faciès de chlorure de sodium et de potassium,
en particulier aux points 8, 11 et 12. Ainsi, il est associé à l’évaporation des sédiments
du Trias.
Figure 35 : Diagramme Piper des eaux souterraines étudiées
Figure 36: Diagramme de Piper des anions et des cations
Le diagramme de Schoeller-Berkaloff est une représentation graphique semi-logarithmique:
sur l'axe des x sont représentés les différents ions. Pour chaque ion majeur, la teneur réelle en
mg/L est tracée sur l'axe des y. Les points obtenus sont reliés par des segments de droite.
L'aspect graphique obtenu (figure 36) permet de visualiser les faciès de l'eau minérale
concernée. L’analyse du diagramme de Schoeller-Berkaloff permet de conclure que les eaux de
la nappe phréatique ont des profils identiques, à l’exception des points d’eau 7, 8, 1 et 2, dont
les concentrations en chlorure, potassium, sodium et calcium sont plus remarquables par 12
contributions bicarbonates. Les points d'eau 4 et 5 ont montré des niveaux significatifs de
chlorure, de potassium et de sodium. Ils sont dus à l'existence d'une source de sédiments salés.
74
Figure 37 : Diagramme de Schoeller-Berkaloff
La qualité des eaux souterraines est évaluée en étudiant les paramètres de pollution, puis en
interprétant la qualité globale sur la base d'un réseau simplifié comprenant trois paramètres de
pollution physico-chimique et de pollution par l'azote. Ces paramètres sont:
• Conductivité électrique fournissant des informations sur la qualité minéralogique de l'eau;
• Les ions chlorures qui fournissent des informations sur la qualité minéralogique de l’eau;
• Les nitrates, principaux indicateurs de la pollution des eaux souterraines ;
• Les eaux des échantillons analysés sont généralement de bonne qualité.
• Minéralisation, avec des valeurs maximales enregistrées de 4500 μS / cm (bonne qualité);
teneur en chlorure (excellente qualité);
• Les nitrates, qui vont de 25 mg / L à 70 mg / L (qualité limite).
La détérioration des eaux souterraines est liée à plusieurs facteurs. Le plus important est
l’activité agricole, où l’utilisation excessive d’engrais contribue à l’augmentation des niveaux
de nitrates. L'irrigation et les eaux de pluie jouent un rôle majeur dans le transport des nitrates
du sol vers l'aquifère.
75
Figure 38 : Diagramme de Wilcox
Lorsque l’eau d’irrigation présente une forte concentration de sodium, les ions de ce dernier
ont tendance à être absorbés par les particules d'argile, en remplaçant les ions Ca2+ et Mg2+.
Selon le diagramme de Wilcox (1995) relatif à 12 échantillons :
▪ 1% appartiennent à bien ou permis,
▪ 4% à douteux, admissible,
▪ 80% douteux non convenable
▪ 15% à la catégorie inappropriée
Au niveau microbiologique, il n’existe pas ou une faible contamination microbienne par les
coliformes fécaux et streptocoques fécaux.
III.3. Caractérisation des eaux de surface
La mesure de la qualité des eaux de surface aux alentours d’une décharge est très difficile à
aborder puisqu’elle dépend non seulement des analyses dans l’eau, mais aussi relève de la
bonne connaissance des différentes sources d’émissions dans l’environnement d’étude. Les
analyses des eaux superficielles, montrent que les eaux d’Oued N’IFIFIKH sont souvent
faiblement chargées en chlorures (environ de 510 mg/L), suite à un apport quasi permanent par
la décharge (Tableau 14).
La présence de l’ammonium dans l’eau traduit habituellement un processus de dégradation
incomplet de la matière organique. L'ammonium provient de la réaction de minéraux contenant
du fer avec des nitrates. C'est donc un excellent indicateur de la pollution de l'eau par des rejets
organiques d'origine agricole (amont 5,1 mg/ L ; aval 4,6 mg/). On note une forte présence des
cations majeurs tels que le calcium (Ca2+), le magnésium (Mg2+), le sodium (Na+) et le
potassium (K+) et anions (Cl-), car le sol est riche en argile et matière organique[139]. La valeur
importante d’oxygène dissous, indique une absence en matières organiques dégradables par des
76
micro-organismes et absence des consommateurs d’O2. Pour les autres éléments tels que DBO5,
DCO, MES ils sont faibles dans les échantillons analysés car il y’a une forte présence de
l’oxygène.
Tableau 14 : Résultats des analyses physico-chimiques et biologiques des eaux
superficielles.
Paramètres Oued N’IFIFIKH Normes marocaines
admissibles Amont Aval
pH 7,6 7,7 6,5-8,5
Température (°C) 20 22 30
Conductivité ( mS/cm) 2 222 2 274 2700
Oxygène dessous (mg deO2/L) 4,1 6 3
MES (mg/L) 30,2 16,4 2000
DCO (mg de O2/L) 24,5 20,2 40
DBO5 (mg de O2/L) 1,15 1,5 10
NTK (mg/L) 7,62 6,5 3
Ca2+ (mg/L) 95 96,2 -
Cl- (mg/L) 515 550 -
Na+ (mg/L) 285 281 -
K+ (mg/L) 17 17,8 -
NH4+ (mg/L) 5,1 4,6 4
Mg+ ( mg/L) 56,6 54,2 1
Coliformes totaux (CT) (UFC/100mL) 1250 2500 5000
Coliformes fécaux (CF)(UFC/100mL) 210 910 2000
Streptocoque fécaux (UFC/100mL) 2 0 1000
IV. Conclusion
L'évaluation des paramètres physicochimiques des lixiviats bruts de la décharge de
Mohammedia ont permis d’avoir une idée sur la qualité des lixiviats se trouvant au sein de la
décharge. En effet, à partir de cette analyse, il y’a un risque de contamination à cause des valeurs
élevées en DCO (56000 mgO2/L), en DBO5 (35000 mg/L), une contamination minérale et
métallique estimée par le taux des chlorures (2201 mg/L), Azote Total NTK (2361 mg/L),
additionné de phosphore (144,047 mg/L), de Fer (9 mg/L), de cuivre et de zinc (0,5 mg/L) et
de plomb (1,97 mg/L). La composition du lixiviat dépend des conditions climatologiques. Les
résultats obtenus dans la région d’étude montrent que les eaux de la plaine de Chaâba El Hamra
sont extrêmement salines, avec une conductivité très élevée. Le pH varie généralement entre
7,01 et 7,65. La température varie entre 13,2 à 33,5 °C. Le facies chimique des eaux de la zone
est chloruré sulfaté vu les fortes concentrations en chlorure et sulfates. L’interprétation de
l’évolution des teneurs en nitrates, met en évidence une dégradation de l’état naturel des eaux
souterraines qui indique la pollution de cette eau. Malgré cette diversité chimique, les eaux
restent généralement propres à la consommation. Pour l’irrigation, elles sont bonnes à
admissibles. Les analyses physico-chimiques et biologiques des eaux souterraines et de surface
(en aval et en amont) montrent une absence de contamination par le lixiviat de la décharge. En
conclusion, la décharge contrôlée a permis, à ce jour, de minimiser les risques de pollution ou
de contamination de l'environnement et des eaux souterraines.
77
Chapitre II : Traitements des lixiviats
Introduction
Dans ce chapitre, nous donnerons les résultats des différents traitements, ainsi que les
résultats des couplages des méthodes de traitements. Les procédés physico-chimiques
montrant une grande efficacité pour l'élimination de la pollution dans les effluents seront mis
en évidence. Ces processus peuvent être appliqués directement sur les lixiviats pour éliminer
les matières organiques avec les matières en suspension, sans être affectée par la toxicité dans
les lixiviats. Au cours des dernières années, un large éventail d'expériences de laboratoire et à
l'échelle pilote a été mené pour évaluer l'effet de plusieurs coagulants. Des filières de traitement
seront également proposées pour chaque combinaison des systèmes. Pour rendre le traitement
plus efficace, certains adjuvants contribuant à former des flocs résistants de plus grand
diamètre seront utilisés [140].
I. Traitement des lixiviats par coagulation-floculation
I.1. Traitement par des produits chimiques
La coagulation est un procédé qui permet de déstabiliser les particules colloïdales (de 0,01
à 1μm) généralement chargées négativement pour former des agrégats. Les coagulants
généralement utilisés en traitement d’eau sont des sels métalliques ; chlorure de fer et sulfate
d’aluminium ou encore le polychlorure d’aluminium.
I.1.1. Traitement par chlorure de fer
Le chlorure de fer (III) (FeCl₃) est un sel de fer largement utilisé dans le traitement des
eaux. Les mécanismes ayant lieu lors de la coagulation sont donc la neutralisation des charges
et ensuite l’adsorption des colloïdes neutralisés sur un précipité d’hydroxyde de fer ou
coagulation par entraînement. Les résultats obtenus sont compilés dans le tableau 15.
Tableau 15:Caractérisation du lixiviat après coagulation-floculation par le chlorure
de fer
Concentrations (g/L) 5 10 12,6 14 15 17 19
pH 5,85 5,49 5,48 5,34 5,24 5,17 4,90
Conductivité (mS/cm) 41 41,1 41,5 42,9 42,1 45,6 47,3
Volume des boues (mL) 115 334 345 350 365 363 289
Turbidité (NTU) 250 215 215 205 165 212 210
DCO (mg/L) 41750 40560 36280 3600 34840 35423 36251
Qualité des flocs Mauvaise Bonne Bonne Très
bonne
Très
bonne
Très
bonne Bonne
Qualité de la décantation Lente Lente Rapide Rapide Très
Rapide Rapide Rapide
Qualité du surnagent Faible Moins
Clair Clair Clair
Très
clair
Très
clair Clair
78
Nous constatons d’après le tableau 15, une diminution de tous les paramètres et
principalement la turbidité, la DCO, la conductivité électrique. Le taux d’abattement de DCO
est élevé dans le deuxième échantillon, ce dernier se caractérise par une très bonne qualité des
flocs, décantation et surnagent.
I.1.2. Traitement par sulfate Ferrique
Différentes concentrations du coagulant de sulfate Ferrique choisis ont été ajoutées au
lixiviat. Après la décantation, le surnageant est récupéré pour analyser les paramètres. Le
tableau 16 montre les résultats des analyses physico-chimiques après traitement par sulfate de
fer.
Tableau 16 : Caractérisation du lixiviat après coagulation-floculation par le sulfate
Ferrique
Concentrations (g/L) 5 10 15 17 19
pH 6,39 5,77 5,32 5,03 4,91
Conductivité (mS/cm) 36,1 34,4 32,4 32,5 32,7
Volume des boues (mL) 180 340 460 410 400
Turbidité (NTU) 305 254 185 162 176
DCO (mg/L) 42650 42000 37250 36560 38540
Qualité des flocs Mauvaise Bonne Bonne Très
bonne Bonne
Qualité de la décantation Lente Rapide Rapide Très
Rapide Rapide
Qualité du surnagent Faible Moins
Clair Clair Très clair Clair
En focalisant l’intérêt sur les deux paramètres DCO et turbidité, on constate que les deux
varient inversement proportionnel à la dose ajoutée de sulfate de fer ; en comparant aussi ces
résultats avec ceux obtenu lors du traitement avec chlorure ferrique.
• Evaluation de la décoloration
Au cours de la décantation, le lixiviat subit également une décoloration qui évolue avec
l’augmentation de la dose du coagulant. La couleur du lixiviat subit des changements
progressifs, après décantation de la phase précipitée, d’un vert sombre initial à l’orange après
addition du chlorure ferrique (figure 39b) et à un brun clair suite à l’ajout du sulfate ferrique
(Figure 39a).
79
Figure 39: Décoloration du lixiviat après coagulation floculation par sulfate
ferrique (a) et chlorure ferrique (b)
Même en ayant la même dose optimale (16 g/L,) le coagulant Sulfate Ferrique Fe2(SO4)3
produit le plus de boues par rapport aux résultats obtenus avec le chlorure ferrique FeCl3. Le
choix du coagulant se révèle être un des paramètres les plus importants à prendre en
considération lors du traitement par coagulation-floculation. Cette étude expérimentale a
montré que en utilisant la même dose et en changeant le coagulant on pourrait avoir un
rendement meilleur.
I.1.3. Traitement par le sulfate d'aluminium
L'efficacité de la clarification dépend d'abord du coagulant utilisé. Les coagulants les plus
généralement efficaces et utilisés sont des sels de métaux, à bases d'aluminium. Le tableau 17
fournit les résultats des analyses physico-chimiques après traitement par sulfate d’aluminium.
Tableau 17 : Résultats des analyses de lixiviat traité par sulfate d’aluminium
Echantillons 1 2 3 4 5
Dose du
coagulant (mg/L)
10 20 30 40 50
Dose du
coagulant
(mL/L)
50 100 150 200 250
pH 7,4 7,02 6,93 6,34 6,12
Turbidité (NTU) 520 514 237 320 387
Conductivité
(ms/cm)
33,1 33,4 33,7 33,5 33,7
DCO (mg/L) 42152 41325 38756 39174 38854
Qualité des flocs Mauvaise Bonne Très bonne Bonne Bonne
Qualité de la
décantation
Lente Rapide Très rapide Rapide Rapide
% de boue 10 20 25 30 45
Qualité du
surnagent
Faible Clair Très clair Clair Moins Clair
80
Figure 40 : Variation du pH, Turbidité et DCO en fonction de la concentration en
sulfate d’aluminium
Nous constatons d’après le tableau 17 et la figure 40, une diminution de tous les paramètres,
principalement la turbidité, la DCO et la conductivité électrique. Le taux d’abattement de DCO
est moindre dans le deuxième échantillon, ce dernier se caractérise par une très bonne qualité
des flocs, décantation et surnagent.
I.1.4. Traitement par la chaux
Dans une série d’échantillons de lixiviat, on a injecté différentes concentrations de la chaux
allant de 6g/L à 35 g/L. Le mélange est agité suivant la procédure Jar Test d’une façon rapide
à 140 tr/min pendant 20 min. La vitesse a été par la suite réduite à 50 tr/min durant 15 mn, puis
laissé décanter pendant 30min. Après décantation, les mesures du volume des boues, de pH et
de conductivité sont effectuées.
Figure 41: Chaux (a); Balance (b); Floculateur (jar test)(c)
Après 30 minutes de décantation, les surnageants de chaque échantillon sont récupérés pour
en effectuer des mesures de pH, de conductivité, et le volume de boue (tableau 18).
81
Tableau 18 : Caractérisation du lixiviat après précipitation par la chaux
Echantillon 1 2 3 4 5
Dose du coagulant
(g/L) 10 20 25 30 35
Dose du coagulant
(mL/L) 100 125 150 175 200
pH 11,10 11,13 12,07 12,34 13,27
Turbidité (NTU) 482 451 287 120 183
Conductivité
(ms/cm) 33,4 32,4 31,7 30 32,4
DCO 34250 32580 32570 32420 3214
Qualité des flocs Mauvaise Mauvaise Bonne Très bonne Très bonne
Qualité de la
décantation Lente Lente Rapide Très rapide Très rapide
% de boue 15 20 25 30 45
Qualité du
surnagent Non clair Non clair Non clair Très Très clair
L’ajout de la chaux permet de modifier le pH du milieu réactionnel, et selon la dose ajoutée,
le pH se déplace vers la basicité (tableau 18), on a commencé l’essai avec un pH initial de 7,8
pour se retrouver vers la fin à des pH, allant de 9,5 à 12,45, qui augmentent en augmentant la
dose de la chaux, cela s’explique par la production d’ions OH- en solution.
Quant au volume des boues produites, on note qu’il augmente parallèlement avec
l’augmentation de la dose de coagulent, mais au-delà de la dose 20 g/L, on remarque qu’il y a
une diminution du volume, donc la dose optimale est 16 g/L (tableau 18). Au cours de la
précipitation, le lixiviat subit également une décoloration qui évolue avec l’augmentation de la
dose de chaux. La couleur du lixiviat subit des changements progressifs, après décantation de
la phase précipitée, d’un vert sombre initial au jaune clair après addition de la chaux (tableau
18).
I.1.5. Traitement par la chaux et chlorure de fer
Le tableau 19 illustre les résultats des analyses physico-chimiques après traitement par
chlorure de fer et la chaux.
82
Tableau 19 : Résultats des analyses du lixiviat traité par le chlorure de fer et la chaux
Echan 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12
Dosage de
chaux 16g/L
Dosage
Fe(Cl)3(mL) 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6 1,8 2 2,2 2,4
pH 12,32 12,32 12,2 12,26 12,25 12,17 12,12 12,07 11,91 11,83 11,67 11,42
CE 24,5 24,3 24,3 23,8 23,7 23,5 23,2 23,1 23,3 23,2 22,6 22,4
Odiss 0,55 0,54 0,52 0,56 0,74 0,61 1,06 1 0,96 0,77 1,14 1,5
V-boues cm3 14,87 20,14 25,2 30,22 40,12 50,4 45,34 55,37 50,29 55,37 60,45 65,5
Figure 42 : Variation des paramètres en fonction de la dose du chlorure de fer
La précipitation avec la chaux permet de réduire davantage la charge polluante avec un coût
minimal par rapport aux autres matériaux. Sauf qu’une augmentation importante de pH est
remarquée, donc un ajustement de pH sera nécessaire après le traitement de lixiviat par ce
procédé.
Le tableau 19 et la figure 42 montrent une réduction de la pollution organique en termes de
DCO et de turbidité, cette réduction montre bien que pour les doses de 2 mL et 2,4 mL de sulfate
de fer, un taux d’abattement est observé de 60% et 65% respectivement.
83
I.1.6. Optimisation par plan d’expérience.
A. Application de la matrice de criblage
Afin de cerner l’effet de chaque paramètre sur le rendement du procédé de coagulation
floculation, nous avons adopté une matrice de criblage. Le tableau 20 présente les domaines de
variation des facteurs de la matrice de criblage. La matrice expérimentale est illustrée dans le
tableau 21 qui résume les conditions opératoires des 16 expériences effectuées (annexe 1).
Tableau 20 : Facteurs de la matrice de criblage et domaines de variation
Facteurs Type Unité Bas Centre Haut
pH initiale (3 niveau) Quantitatif - 6 7,5 9
Temps pour ajouter le coagulant Quantitatif - Avant Après
Concentration massique du coagulant (Chaux) Quantitatif g/L 15 25
Vitesse d’agitation (Chlorure de fer) Quantitatif tr/min 200 250
Temps d’agitation Quantitatif min 2 10
Concentration massique du floculant Quantitatif g/L 1 5
Vitesse d’agitation Quantitatif tr/min 40 60
Temps d’agitation Quantitatif min 5 15
Temps de décantation (3 niveaux) Quantitatif min 30 45 60
Tableau 21 : Résultats des réponses de la matrice de criblage
N°Exp pH
initial
pH CE Sali DCO Vb O2 dess Fe MES
- - ms/cm g/L mgO2/L % mg/L mg/L mg/L
1 6 8,40 42,10 31,40 28350,0 5,00 0,50 5,20 520,00
2 7,5 10,10 35,40 28,30 24254,0 30,00 0,90 4,10 210,00
3 9 12,80 36,20 34,00 26610,0 10,00 0,80 3,50 362,00
4 6 8,10 37,10 32,00 25380,0 40,00 1,10 5,30 204,00
5 6 8,50 36,70 32,00 26910,0 35,00 0,80 4,20 230,00
6 9 12,40 36,40 30,00 27800,0 30,00 0,60 3,20 240,00
7 7,5 9,80 38,90 30,00 32542,0 30,00 0,80 4,20 302,00
8 6 8,20 37,60 35,00 31620,0 40,00 0,90 5,80 165,00
9 7,5 12,30 35,70 28,00 25910,0 40,00 1,20 2,40 140,00
10 6 7,90 36,20 27,00 24258,0 35,00 1,00 3,40 210,00
11 6 7,80 37,40 29,00 26281,0 40,00 1,20 4,30 160,00
12 9 12,50 37,10 36,00 28640,0 35,00 0,90 5,40 284,00
13 9 12,80 36,40 37,00 25364,0 40,00 1,50 2,70 164,00
14 6 8,60 38,10 35,80 29500,0 25,00 0,80 3,50 260,00
15 6 8,20 37,50 36,50 26500,0 40,00 0,80 5,00 215,00
16 7,5 10,01 36,40 36,40 26420,0 40,00 1,20 4,50 226,00
La variation des facteurs entre les niveaux bas et haut n’a pas d’effet significatif sur la
salinité, les sels dissous ainsi que pour le pH et la conductivité comme il est illustré dans
la figure 43 puisque tous les effets sont pratiquement nuls.
84
Figure 43 : Effet de la variation des facteurs sur les MES
Tableau 22 : Estimations et statistiques des coefficients sur les MES
Nom Effet Ecart-Type t.exp. Signif. %
159,375 109,496 1,46 21,9
A1-2 36,000 58,528 0,62 57,5
B1-2 71,750 58,528 1,23 28,8
C1-2 53,750 58,528 0,92 41,3
D1-2 36,750 58,528 0,63 56,7
E1-2 7,000 58,528 0,12 90,7
F1-2 -3,250 58,528 -0,06 95,7
G1-2 31,750 58,528 0,54 61,8
H1-2 95,875 71,682 1,34 25,2
H1-3 13,625 71,682 0,19 85,2
H2-3 -82,250 82,771 -0,99 37,9
I1-2 26,000 71,682 0,36 73,2
I1-3 -17,000 71,682 -0,24 81,7
I2-3 -43,000 82,771 -0,52 63,2
En se basant sur la figure 43 et le tableau 22 nous avons remarqué que :
-Pour le facteur A (concentration massique du coagulant), le passage du niveau bas au
niveau haut (A2-1 <0) a un effet significatif et fait diminuer la MES.
- Pour le facteur B (vitesse d’agitation au cours de la coagulation), le passage de niveau
haut au niveau bas (B2-1<0) fait diminuer la MES puisqu’il a un effet très significatif.
- Pour le facteur E (temps d’agitation au cours de la coagulation), le passage de niveau
bas au niveau haut ou inversement a un effet faible et pratiquement nul sur la variation de la
turbidité (C1-2≈0).
- Pour le facteur D(concentration massique de floculant), le passage du niveau bas au
niveau haut a un effet significatif (D2-1<0) sur la valeur de réponse étudiée.
- Pour le facteur F(vitesse d’agitation au cours de la floculation), le passage du niveau 2
au niveau 1 a un effet significatif positif (E2-1>0) ce qui signifie que l’augmentation de la
85
vitesse du niveau bas au niveau haut fait augmenter la turbidité du milieu.
- Pour le facteur G(temps d’agitation au cours de la coagulation), comme l’effet est
presque faible F1-2≈0 quel que soit le niveau, ce facteur n’a pas d’effet significatif sur la MES.
- Pour le facteur H (temps de décantation), le passage du niveau 2 au niveau 1 permet
d’avoir l’effet recherché sur la réponse donc ce facteur a un effet significatif (H2-1>0).
Pour résumer, nous pouvons conclure que pour aboutir à notre objectif (abattement de la
turbidité des eaux de rejets traitées), il est plus efficace de se rapprocher du niveau bas pour les
facteurs A et D et du niveau haut pour les facteurs B, E et G. Étant donné que la variation de
niveaux pour les facteurs E et F n’a pas montré d’effet significatif, nous estimons qu’il faudrait
opérer dans les conditions opératoires les plus économiques à savoir les niveaux bas.
B. Application du plan Box-Behnken
Le tableau 23 résume les conditions opératoires des 3 facteurs les plus significatifs à savoir
la concentration massique du coagulant, pH, la concentration massique du floculant. Le tableau
23 regroupe les résultats obtenus pour la matrice Box-Behnken.
Tableau 23 : Domaine de variation des facteurs du plan Box-Behnken
Les facteurs Type Unité Bas Haut
pH initiale Quantitatif
- 6 7,5
Concentration massique du
coagulant
Quantitatif
g/L 15 25
Concentration massique du
floculant
Quantitatif
g/L 1 3
Figure 44: Résultats du jar test des expériences du plan Box Behnken
C. Conditions optimales
Les courbes d’isoréponses (figure 45) permettent de déterminer les interactions entre les
facteurs en faisant la superposition des courbes pour pouvoir trouver les conditions optimales
86
donnant les meilleures réponses de la turbidité et de la DCO. A chaque fois, nous avons étudié
2 facteurs et considéré les deux autres comme fixes comme l’illustre la figure 45 (quelques
exemples de courbes d’isoréponses). Les courbes en bleu représentent les valeurs
expérimentales obtenues pour la MES et DCO.
Figure 45 : Courbes d’isoréponses des MES et DCO
L’étude des courbes d’isoréponses illustrées dans la figure 45 et l’abattement nous a permis de
déterminer les conditions optimales qui sont :
X1 : [coagulant] =20 g/L
X2 : vitesse d’agitation pour la coagulation = 200 tr/min
X4 : [floculant] = 2,5 g/L
X7 : temps de sédimentation = 42,6 min
Pour les facteurs non significatifs, nous les avons fixés au niveau le plus rentable :
X3 : temps d’agitation de coagulation = 2min
X5 : vitesse d’agitation de floculation = 40 min
X6 : temps d’agitation de floculation = 15 min
X8 : il faut ajouter le coagulant après l’agitation
X9 : pH initial = 7,5-8
I.2. Traitement par des produits naturels
L’objectif de notre travail, était d’une part, la mise en évidence de l’efficacité d’un nouveau
floculant naturel biodégradable, grâce à une étude comparative avec un floculant industriel très
utilisé dans le traitement des rejets et d’autre part, le traitement physico-chimique ‘coagulation
- floculation’ des lixiviats de la décharge contrôlée et très chargée en matière organique et
biodégradable.
I.2.1. Traitement par le cactus
➢ Recherche de la dose optimale du cactus
87
Le choix de pH du mélange (pH=7,6) a été dicté par les résultats de nombreux travaux réalisé
pour le traitement de rejet liquide aux conditions : pH cactus=5,52 et volume de rejet à traiter
=1L.L’evaluation des paramètres physico-chimiques est reportée sur le tableau 24.
Tableau 24 : Evolution des paramètres physico-chimiques dans les différents
échantillons
Essai 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 lix
Concentrat
ion du
cactus
(mL/L)
15 20 25 35 40 45 50 60 70 80
pH 7,48 7,42 7,42 7,40 7,40 7,3 7,3 7,2 7,2 7,1 7,6
Tur (NTU) 1100 950 942 924 915 910 761 820 812 724 1420
CE(mS/cm
) 36 36,2 36 34,5 36 35,7 33 32,5 33,4 30,3 41,1
Salinité
(mg/L) 31 31,2 31,4 30 30,2 30 29,4 30,2 28,4 28 37
MES
(mg/L) 430 432 424 413 405 403 394 390 381 362 570
DCO
(mg/L) 4200 4210 4250 4130 4120 4095 3860 3870 3860 3840 5620
Qualité des
flocs
Mauva
ise
Mauva
ise
Moye
nne
Moye
nne Bonne Bonne Bonne Bonne
Très
bonne Bonne Bonne
Qualité de
la
décantatio
n
Lente Lente Rapid
e
Rapid
e
Rapid
e
Rapid
e
Rapid
e
Rapid
e
Rapid
e
Rapid
e
Rapid
e
Qualité du
surnagent Faible
Moins
Clair
Moins
Clair
Moins
Clair
Moins
Clair
Moins
Clair
Moins
Clair
Moins
Clair
Moins
Clair
Moins
Clair
Moins
Clair
L'utilisation de cactus par l'eau distillée a été faite pour améliorer la qualité des lixiviats,
avec des caractéristiques initiales de 1420 NTU pour la turbidité et 570 mg/L pour la
matière en suspension. La figure 46 montre l’effet de la dose du cactus sur le pH et la
réduction de la turbidité. La dose de 50 mL/L de cactus représente la dose optimale car elle est
le point correspondant la réduction maximale de la turbidité (50 %), où la courbe est
décroissante, cette décroissance s'explique par le remplacement de la turbidité colloïdale par
une turbidité particulaire, et ce à cause de la présence de matière organique [141]. Ainsi, le
traitement par le cactus n’influe pas sur le pH (7,6 et 7,4), due à l’absence des charges ioniques
dans le cactus [142]. La figure 46 montre des taux d’abattement de DCO très élevés qui sont de
40%, 39%, 38%, 43% respectivement. Et aussi une diminution de la turbidité surtout dans les
conditions de 60 mL de cactus.
88
Figure 46 : Effets de la variation de la dose de cactus sur les différents paramètres
physico-chimiques
➢ Evolution des paramètres en fonction du pH
Le choix de la dose de cactus a été dicté par les résultats de nombreux travaux réalisés pour
le traitement de rejet liquide aux mêmes conditions : pH cactus = variable et le volume de rejet à
traité =1L ; volume de jus de cactus variable.
Les courbes des figures 47 et 48 montrent l'effet du pH sur la turbidité éliminée. La réduction
de la turbidité atteint 50% pour un pH entre 6-7, le pH optimal (pH= 6) pour la bonne
fonction du coagulant. Les résultats obtenus montrent que le traitement par le cactus
n’influence pas sur le pH, Le cactus mélangé avec l’eau distillée est très efficace pour
l’élimination de la turbidité [143].
• Pour pH=6
89
Figure 47 : Evolution des paramètres à pH=6
• Pour pH=11,5
90
Figure 48 : Evolution des paramètres à pH=11,5
➢ Evolution des paramètres en fonction du temps de décantation
Le choix de la dose de cactus a été dicté par les résultats de nombreux travaux réalisés
pour le traitement de rejet liquide aux mêmes conditions : dose de cactus est variable, volume
de rejet à traité =1L ; temps de décantation est variable.
L’optimisation des paramètres de coagulation-floculation consiste dans le temps de
décantation, les deux premiers paramètres ont été maintenus aux pH et Vbo. Les résultats
présentés dans la figure 49 montrent qu’après 20 min de décantation ; la turbidité avoisine
la moitié de la valeur initiale pour la dose de 50 mL. Par contre, en cas de coagulant industriel,
nous avons constaté que pour atteindre le même résultat il nous faut 11 min de décantation.
91
Figure 49 : Evolution de la variation des paramètres en fonction du temps de
décantation
Au terme de ce travail, nous avons utilisé le jus de cactus comme floculant naturel pour le
traitement des rejets liquides industriels. D’après les résultats obtenus au cours de cette étude,
nous pouvons tirer les conclusions suivantes :
• Le jus de cactus présente une bonne capacité de floculation en présence de l’acide
sulfurique.
• L’efficacité de ce liquide, relative à l’abattement de la turbidité, de couleur, est
comparable à celle du floculant industriel.
• Le jus de cactus apparaît plus intéressant, car il offre une alternative économique en
termes de dépollution d’eaux usées et il est moins toxique.
I.2.2. Traitement par déchet de Banane
Pour évaluer le pouvoir épuratoire du jus de cactus et déchets de banane, nous avons suivi
l’évolution des différents paramètres physico-chimique dans des solutions traitées en utilisant
comme agents coagulant le nouveau produit extrait des cactus marocains et le déchet de banane
[144], [145]. Le tableau 25 illustre les résultats obtenus avec différentes doses des déchets de
banane.
Tableau 25 : Résultats du traitement par le déchet de banane
Essai 1 2 3 5 5 6 7 8 9 10 lix
Concentratio
n de banane
(mL/L)
15 20 25 35 40 45 50 60 70 80
pH 7,55 7,5 7,46 7,4 7,41 7,4 7,4 7,39 7,38 7,37 7,6
Tur (NTU) 1210 1102 1002 985 974 965 924 912 894 884 1420
CE (ms/cm) 36,5 36,4 36,3 36,1 36 35,9 36 35,1 34,8 34,2 41,1
Salinité
(mg/L) 34 34,1 33,8 33,8 33,7 33,3 32,6 32,4 32 31,5 37
MES (mg/L) 445 432 421 419 416 408 400 398 388 384 570
DCO (mg/L) 42020 41000 41750 41560 41390 40900 40845 40520 40000 40230 56250
92
L’ensemble des essais, montre donc que les déchets de banane ont une bonne capacité en tant
que coagulant pour une dose de 60 mL/L (tableau 25). Les résultats relatifs à l’abattement de la
turbidité, montre que le coagulant bio-organique est relativement avantageux par rapport au
floculant industriel.
I.2.3. Comparaison entre le cactus et le déchet de banane
Afin de comparer le pouvoir coagulant de notre réactif avec d'autres qui sont couramment
utilisés, nous avons dans un premier temps, mené notre étude sur une solution de lixiviat
chargée en matière organique [146]. Au cours de cette première étape, la formation des flocs,
leurs tailles ainsi que l’évolution des paramètres ont été suivies (Tableau 26). L’abattement de
la turbidité a été également suivi.
Tableau 26 : Résultats et Abattement lors de traitement par le cactus et le déchet de
banane
Paramètres Lixiviat brut
Dose
optimale de
cactus
Dose
optimale de
banane
Abattement (%)
Cactus Banane
pH 7,6 7,3 7,39 - -
Tur (NTU) 1520 761 912 49,93 40
CE (mS/cm) 45,6 33 35,1 27,63 23,02
Salinité(g/L) 38,2 29,4 32,4 23,03 15,18
MES (mg/L) 560 394 398 29,64 28,92
DCO (mg/L) 57200 38640 40520 32,44 29,16
D’après le tableau 26, on constate que l’efficacité du coagulant organique (cactus) vis-à-vis
de l’abattement de la turbidité est légèrement significatif par rapport à celui obtenu dans le cas
du coagulant des déchets de banane. Nous constatons également que l’élimination des deux
coagulants est de 50% (cactus) et 40% (banane)[147].
I.2.4. Optimisation du traitement par cactus par plan d’expérience
Pour optimiser le traitement, nous avons choisi des facteurs influents sur les expériences
précédentes. Le volume de rejet traité correspond à 1 litre, on ajoute des concentrations
variables de cactus et on varie le pH initial. On choisit un plan d’expériences fractionnel
complet (tableau 27).
93
Tableau 27 : Résultats de plan fractionnel complet
N°Ex Ran
Facteurs Réponses
Concentration
du coagulation
pH
initial
Temps de
décantation CE DCO MES
mL/L - min mS/cm mgO2/L mg/L
1 6 40 9 30 38,40 42030,00 460,00
2 8 80 9 30 37,30 40540,00 380,00
3 3 40 11,5 30 36,10 40842,00 350,00
4 1 80 11,5 30 37,00 38512,00 310,00
5 4 40 9 60 37,20 41270,00 375,00
6 5 80 9 60 36,40 39450,00 341,00
7 7 40 11,5 60 35,80 40850,00 354,00
8 2 80 11,5 60 36,00 39200,00 285,00
L’analyse des diagrammes montre que la formation des flocs est optimale à pH =11,5. En
dehors de cette zone, le traitement par le jus de cactus en milieux basic est plus avantageux par
rapport au milieu acide où il y a disparition des flocs. D’après la figure 50 et le tableau 26, on
constate une efficacité du floculant organique biodégradable vis-à-vis des paramètres physico-
chimiques significatifs par rapport à celle obtenue dans le cas du floculant industriel à base de
polyacrylamide. On peut noter que le floculant de jus de cactus est relativement avantageux par
rapport au floculant industriel.
Figure 50 : Etude graphique des effets de la réponse : DCO et CE
94
I.3. Traitement du lixiviat par les coagulants chimiques et les floculants naturels
Dans le présent travail, nous avons évalué le pouvoir épuratoire d’un nouveau bio-floculant,
extrait à partir de la raquette de cactus, dans le traitement de lixiviat préparé au sein de notre
laboratoire. L’étude a été réalisée sur des échantillons chargés en Matières en Suspension
(MES). Le traitement se base sur une coagulation avec la chaux, suivi d’une floculation avec
notre nouveau produit.
I.3.1. Combinaison entre la chaux et le cactus
À la fin de cette étude, qui portait sur l’utilisation de la solution aqueuse de cactus comme
floculent naturel pour le traitement des lixiviats, on peut en conclure que l’utilisation de cette
plante aide non seulement à débarrasser cette eau des solides en suspension éliminant ainsi la
turbidité, mais son action combinée à la chaux élimine la couleur de l'eau.
Notre test de traitement effectué sur les lixiviats très troubles de la décharge de
Mohammedia du Maroc, a montré que 50 mL de ce floculent naturel avec la chaux permettait
de clarifier un litre de ce lixiviat. La combinaison chaux/cactus donne des rendements largement
supérieurs par rapport à ceux qui sont observés dans le cas d’utilisation des produits
synthétiques. La taille des flocs formés avec l’ajout du cactus est très grande, on a obtenu des
macros-flocs ce qui a diminué le temps de décantation pour cette combinaison [148] (tableau
28 et figure 51).
Tableau 28 : Résultat du traitement par la chaux et le cactus
Essai 1 2 3 4 5 6 lix
Réactifs
utilisés
20 g/L
Chaux +
20 mL
de jus de
cactus
20 g/L
Chaux +
35 mL
de jus de
cactus
20 g/L
Chaux +
45 mL
de jus de
cactus
20 g/L
Chaux +
+ 50 mL
de jus de
cactus
20 g/L
Chaux +
60 mL de
jus de
cactus
20 g/L
Chaux +
+ 70 ml
de jus
de
cactus d
-
pH 12,04 12,06 12,1 12,1 11,9 11,8 8,4
Tur (Tub) 340 325 308 294 250 210 13250
CE (mS/cm) 42 41 41 40 37 35 46,2
Salinité
(mg/L) 28 29,1 29,5 27,4 27,2 27 30
MES (mg/L) 352 342 321 284 361 242 645
DCO
(mgO2/L) 40542 38056 38050 35075 34521 32240 56250
PT (mg/L) 58 57,4 56,1 55 55,2 54 72
95
Figure 51 : Evolution du pH, Turbidité et la conductivité en fonction de concentration
du cactus
I.3.2. Combinaison entre la chaux, cactus et chlorure ferrique
Pour évaluer le pouvoir épuratoire de la combinaison chaux, cactus et chlorure ferrique, nous
avons suivi l’évolution des concentrations des paramètres dans les différents échantillons. Au
cours du traitement, le pH utilisé pour la précipitation de ces ions est d’environ 7,5. Le tableau
29 montre que la combinaison présente une très bonne alternative des floculant et des
coagulants synthétiques qui génèrent de grands problèmes[149].
Tableau 29 : Evaluation des paramètres en fonction des combinaisons
Essai 1 2 3 4 5 6
Réactifs
utilisés
20 g/L
Chaux +
FeCl3 2,5
mL
+ 20 mL
de jus de
cactus
dilué
20 g/L
Chaux +
FeCl3
2,5 mL
+ 35 mL
de jus de
cactus
dilué
20 g/L
Chaux +
FeCl3 2,5
mL
+ 45 mL
de jus de
cactus
dilué
20 g/L
Chaux +
FeCl3 2,5
mL
+ 50 mL
de jus de
cactus
dilué
20 g/L
Chaux +
FeCl3 2,5
mL
+ 60 mL
de jus de
cactus
dilué
20 g/L
Chaux +
FeCl3
2,5 mL
+ 70 mL
de jus
de
cactus
dilué
Lix
pH 12,5 12,3 12,4 12,1 11,9 11,7 8,4
Tur (NTU) 294 286 238 220 200 197 13250
CE (mS/cm) 37,3 36,8 36,4 36 35,8 35 46,2
Salinité
(mg/L) 29,4 29 29 28 28,4 28 30
MES (mg/L) 352 342 321 284 361 242 645
DCO
(mgO2/L) 30385 28440 26054 24170 22390 20320 56250
PT (mg/L) 54 54,1 56 52 52,3 51 72
L’ensemble des combinaisons montrent des résultats comparables pour l’élimination des
matières colloïdales, l’utilisation du cactus avec des coagulants industriels a montré un grand
96
pouvoir d’élimination des matières en suspension (75 %), valeur moindre que celle obtenue
pour la combinaison chaux/cactus. L’élimination de MES est précédée d’une optimisation du
pH de précipitation des colloïdes, nos échantillons chargés en MES ont été traités dans une
gamme de pH basique. Ce dernier est ajusté soit par l’ajout de la chaux, tout en conservant le
même volume de notre cactus (figure 52).
Figure 52: Evaluation visuelle des résultats du traitement
I.3.3. Combinaison entre la chaux et le cactus, la chaux et les déchets de banane
Les lixiviats à traiter sont prélevés à la sortie de casier de stockage des déchets. Dans ce
traitement, on utilise une dose optimale de la chaux (20 g/L) combinée avec le floculant de
cactus et déchets de banane [150]. Le tableau 30 représente les résultats obtenus en fonction de
différentes doses au cours de traitement.
Tableau 30 : Résultat des analyses de traitement de cactus et déchets de banane
Chaux + Banane
Doses
(mL/L) DCO NO2
- NT Cl NH4+ NO3
- CE MES pH
M1 45 31020 1,7 2020 100 3,06 22 46 304 11,7
M2 60 30890 2,66 4140 110 3,56 18 45,1 264 11,6
M3 65 28770 2,2 3020 90 4,54 18 43,4 254 11,5
Chaux + Cactus
J1 50 24490 2,5 2340 95 18,02 20 47,5 324 11,6
J2 55 23160 1,74 3860 100 5,28 20 46,1 234 11,42
J3 60 22890 2,5 4400 90 15,84 18 42,2 234 11,9
Au terme de ce travail, nous pouvons utiliser le jus de cactus et déchets de banane comme
floculant naturel pour le traitement des rejets liquides industriels [151]. D’après les résultats
obtenus au cours de cette étude, nous pouvons tirer les conclusions suivantes :
• Le jus de cactus présente une bonne capacité de floculation en présence de la chaux.
• L’efficacité de ce liquide, relative à l’abattement de la turbidité, de couleur, est
comparable à celle du floculant industriel.
97
Le jus de cactus apparaît plus intéressant, car il offre une alternative économique en termes
de dépollution d’eaux usées et il est moins toxique. Par contre, les déchets de banane donne
moins d’efficacité en terme de turbidité et la DCO.
Par ailleurs, la caractérisation du polymère responsable de la floculation s’avère nécessaire
dans la mesure car ces premiers résultats sont encourageants. Nous espérons par ce travail
remplacer certains coagulants-floculant inorganiques largement appliqués dans le domaine de
traitement des eaux et ayant des inconvénients sur l’environnement et en particulier la santé
humaine. Le jus de cactus aura donc une forte possibilité d’être une alternative aux coagulants
et floculants chimiques.
A titre d’exemple : en cas d’utilisation du chlorure de fer comme coagulant, nous aurons un
risque évident de contamination des boues par des composés contenant le chlore, le fer et les
polymères synthétiques qui pourraient causer des conséquences graves sur l’environnement.
Par contre, dans le cas de l’utilisation de la chaux et le cactus ; nous gênerons une boue
constituée simplement de matière organique biodégradable.
II. Traitement des lixiviats par électrocoagulation
II.1. Effet de l’intensité du courant
L’étude de la décoloration et de l’élimination de la matière organique par la méthode
électrochimique nécessitent l’optimisation de la densité du courant à imposer lors de
l’électrolyse afin de minimiser les pertes énergétiques. Une étude a été effectuée (pH = 7,4)
pendant un temps d’électrolyse de 60 minutes pour des électrodes en aluminium avec
variation de l’intensité entre 1A et 3A. La figure 53 présente la variation des paramètres en
fonction du courant imposé.
Figure 53 : Evolution des paramètres en fonction de l’intensité de courant
En gardant tous les paramètres stables dans les deux expériences et en ne changeant que la
tension du courant (1A, 2A, 3A), on a remarqué qu’une tension de courant de 1A donne un
résultat mieux que celle de 3A pour des plaques de 5 cm² (figures 53).
98
La figure 53 montre que la décoloration est totale. Ainsi, l’abattement de la matière
organique en composés phénoliques est très important. L’augmentation du pH après le
traitement électrochimique peut être expliquée par la production des ions OH– par électrolyse
de l’eau avec dégagement de l’hydrogène sur la cathode. Selon Anon 1996[151], une trop
grande densité de courant provoque habituellement la coalescence des bulles de gaz, ce qui
réduit l’efficacité de l’électrocoagulation.
II.2. Effet du temps de réaction
La détermination du temps de traitement électrochimique est nécessaire afin de connaître
les conditions expérimentales optimales pour la dégradation de la matière organique nuisible
(DCO et MES) et la décoloration de l’effluent de lixiviat. Pour faire cette étude cinétique,
nous avons traité les échantillons à pH = 7,6 avec un courant imposé de 1 A et une variation
de temps de réaction (10min, 30min, 50min). La figure 54 présente l’évaluation des paramètres
après 30 min de décantation.
Figure 54 : Evolution des paramètres en fonction du temps de décantation
En faisant augmenter le temps de réaction (d’électrolyse), la concentration du coagulant
produit augmente et donc le traitement devient plus efficace. La figure 54, qui représente
respectivement l’évolution de la DCO et CE, montre qu’on a une diminution de la DCO qui
atteint presque 20% après 30 minutes et qui devient stable après 50 minutes de traitement
avec une concentration finale de 38000 mg/L. La réduction de la DCO est de 30 %. D’où la
faisabilité de notre méthode de traitement pour l’élimination des molécules non
biodégradables ainsi que la décoloration des effluents.
II.3. Effets du pH initial
Le pH représente un des paramètres les plus influençant sur le traitement par
électrocoagulation, et selon Chen 2014 [152], il est préférable de travailler à un pH qui permet
la formation optimale d’hydroxydes métalliques d’aluminium solides, c’est-à-dire à des pH
variant entre 5,8 et 7,4. Pour montrer son effet sur le rendement du traitement, le pH de lixiviat
étudié est ajusté entre 6 et 9. Le temps de traitement électrochimique et le courant sont fixés à
99
30 minutes et 1A respectivement. Les résultats obtenus sont représentés sur la figure 43, où l’on
remarque qu’il y a deux parties distinctes :
Figure 55: Evaluation de l’influence du pH initial sur les paramètres analysés
Figure 56: Lixiviat après électrocoagulation à pH=6.
En changeant le pH du lixiviat à 6,4, on a obtenu une bonne flottation des boues, des flocs
de taille plus grande et le lixiviat est devenu plus claire (figure 56). L’influence du pH sur la
réduction de la DCO, de la coloration et de MES a été étudiée. La variation de la DCO est
représentée sur la figure 55. Sur toute la gamme de pH, les valeurs finales de DCO obtenues
sont de l’ordre de 15 % (environ pour les pH acides). Le pourcentage d’élimination de la
DCO accuse 20 % à pH = 6 du lixiviat traité.
II.4. Variation des dimensions des plaques d’Al
Les effets des dimensions de plaques sur la variation des paramètres de la cellule à
différentes surfaces sont présentés dans la section suivante (figure 57). Dans tous les cas,
l'élimination de la turbidité a augmenté avec l’augmentation de la surface. Cependant, une
élimination maximale de la turbidité de 30% a été obtenue à une surface de 15 cm2 et à une
intensité de cellule de 1A, temps de décantation de 30 min, 1h de réaction et pH de 6,5.
100
Figure 57 : Evaluation de l’influence de la surface des plaques sur les paramètres
Avec une intensité de 1A, il s’avère que la plaque de 15 cm² donne un résultat meilleur que
les plaques de 5 cm² (figure 57). Il est donc évident d’augmenter la tension en augmentant la
surface des plaques.
Figure 58: Lixiviat après électrocoagulation à pH=6 en utilisant des plaques de 5cm²
(a) et de 15 cm²(b)
La configuration expérimentale est illustrée à la Figure 58. Elle décrit l'effet de la surface
de la cellule sur l'efficacité de l'élimination de la DCO. Lorsque le lixiviat a été traité
à un pH de 6,5, l'efficacité de l'élimination de la DCO a augmenté avec l’augmentation de
surface. La figure 57 montre que l’élimination maximale de la DCO de 35% a été obtenue à 15
cm2.
II.5. Effet du type des plaques
Les électrodes Fe, inox et Al ont été comparées dans des conditions de fonctionnement
similaires pour l’abattement de DCO et de MES. Les résultats obtenus à partir des expériences
pour les trois d'électrodes sont présentés sur la figure 59. Aluminium, titane revêtu de platine
comme type de maille a été utilisé comme anode et cathode. La véritable surface métallique de
l'électrode de travail était avec une surface de 10 cm2. Le courant a été fixé à 1A, durée de
décantation de 30min et 1h de réaction, pH=6,5.
101
Figure 59 : Evaluation de l’influence du type des plaques sur les paramètres
(DCO ,MES, CE,Tur)
Sachant que chaque métal est caractérisé par sa conductivité et résistivité électrique, il est
évidant que le rendement de traitement ne sera pas pareil. Le meilleur résultat trouvé était en
utilisant des plaques d’aluminium, vu sa conductivité électrique élevée, et sa résistivité
électrique faible par rapport au fer et à l’inox (figures 59).
Figure 60: Electrocoagulation avec des plaques en Fer (a) en Inox (b) en Al (c)
La méthode d'oxydation électrochimique est la meilleure option disponible pour traiter la
matière organique. L’influence de l’aluminium, inox et de l’anode de fer sur l’élimination de
MES et la turbidité a été étudiée. Le lixiviat a été soumis à une électrolyse jusqu'à ce que
la couleur jaune pâle du lixiviat soit atténuée pour donner une solution plus claire. Au cours
de l'oxydation électrochimique, on a étudié l'influence de types d’électrode sur la réaction.
Comme on le voit sur la figure 60, les performances des électrodes ont changé dans des
conditions similaires. Les électrodes en aluminium ont montré une efficacité de traitement
supérieure à celle de Fe sur la base de l'élimination de la DCO. Les taux d’élimination de la
DCO des électrodes Fe et Al obtenues étaient respectivement de 15% et 25% pour un temps de
contact de 30 minutes. Les électrodes de Fe transfèrent un plus grand nombre d'ions Fe en
solution et produisent une plus grande quantité de boue. Étant donné que les coûts des deux
types d'électrodes sont presque identiques, il serait judicieux de choisir des électrodes en Al
102
avec des rendements de traitement plus élevés. L'électrode en aluminium a une efficacité de
traitement supérieure à celle de Fe pour l'élimination de MES.
• Electrocoagulation avec des plaques de fer
L’utilisation des plaques de fer dans l’électrocoagulation a donné vers la fin une couleur
rouille, elle résulte de l’oxydation du Fe(II) en Fe(III). Il est remarqué que le pH augmente après
la réaction, cette hausse est principalement attribuée à la production d’ions hydroxydes lors de
la réduction cathodique de l’eau. La figure 59 montre le résultat final en appliquant l’ensemble
des conditions optimales, une quantité importante de boue est flottée et le lixiviat est devenue
plus clair et moins chargé que le lixiviat brut.
II.6. Optimisation du traitement par méthode des plans d’expériences
Des essais d’électrocoagulation en mode batch ont été réalisés sur le lixiviat et l’eau naturelle
respectivement sous une intensité constante de 1 A et de 3 A, en variant la durée d’électrolyse
entre 30 et 60 minutes. La détermination de la masse des électrodes avant et après chaque essai,
a permis d’évaluer les masses expérimentalement dissoutes en fonction de la durée d’électrolyse
et d’en déduire le rendement anodique. Le tableau 31 présente les différents facteurs et le
domaine de variation de chaque facteur.
Tableau 31 : Facteurs et matrice d’optimisation de traitement de l’électrocoagulation
Facteur Courant Nombre de
plaque
Temps de
traitement pH
Vitesse
d’agitation
Tems de
décantation
Unité A - min - tr/min min
Bas 1 2 30 6 40 30
Moyen 2 4 60 7 60 60
Haut 3 6 90 9 120 90
Le tableau 32 donne les conditions expérimentales et les valeurs réponses obtenues. Les
données montrent que l'efficacité d'élimination de la DCO la plus élevée, de 37%, a été atteinte
pour deux expériences 3 A et 40 minutes. En conséquence, la concentration en DCO du lixiviat
a été réduite de 56250 mgO2/L à 36300 mgO2/L dans ces conditions. Cependant, pour un certain
paramètre, le temps de réaction n’améliore pas l'efficacité de l'élimination. Ceci s'explique par
la destruction des flocs, ce qui provoque une inversion de la charge et une dispersion des
particules agglomérées [153]. En outre, une élimination optimale de la turbidité d'environ 53%
a été trouvée pour l’intensité de 3 A, un nombre de plaques 6 et 30 minutes, la turbidité variait
entre 848 et 325 NTU. L'efficacité d'élimination de la DCO était plus élevée dans l'essai 9, mais
l'efficacité de la réduction de la turbidité était inférieure (35%). L'efficacité d'élimination de la
turbidité augmente en augmentant la concentration, le temps de réaction jusqu'à atteindre une
valeur maximale de 53% dans l'essai 13 et tend à diminuer en raison d’une augmentation de
pH. Ce phénomène pourrait être causé par la stabilisation des particules colloïdales lorsque les
ions étaient utilisés à des doses supérieures à la valeur optimale [154].
103
Tableau 32 : Résultat des expériences d’optimisation l’électrocoagulation
Exp pH MES CE Tur Sal E DCO Al
uni - mg/L mS/cm NTU g/L wh mgO2/L mg/L
1 9,2 325 47,2 654 37,1 1 46220 1,7
2 7,5 343 46,6 591 36,9 3 40251 0,9
3 7,1 312 47,6 534 39,1 1,5 41540 4,3
4 6,5 305 46,8 560 40,3 3 40211 3,2
5 9,2 281 48 542 38 3,5 43400 2,3
6 9,3 304 49,2 624 40,5 2 40520 1,9
7 7,5 323 51 523 39,5 3 42740 3,1
8 7,7 310 52,3 586 37,2 2 40230 2,2
9 6,5 355 48,5 610 38,7 3 36300 5,2
10 7,1 314 48,2 532 39,2 1 41070 4,7
11 7,8 410 49,5 532 37,5 1,5 39830 1,6
12 9,5 342 50,3 463 36,8 1 40211 1,8
13 6,6 325 48,2 446 38,2 0,5 36321 3,2
14 6,7 340 48,6 524 39 2 38210 2,5
15 7,3 332 47,1 532 39,1 1 56320 1,8
16 7,4 402 46,3 745 37,5 2 48210 2,1
Lix 7,46 560 56,1 950 42 - 57560 0,01
Les rendements d’élimination de la DCO et de la turbidité ont été soumis à une analyse
ANOVA afin de déterminer le degré d’élimination des matières organiques. Le manque
d’ajustement devrait être négligeable si l’équation est en bon accord. Pour un bon ajustement
du modèle, le coefficient de corrélation doit être au minimum de 0,5. Une valeur R2 élevée près
de 0,6 illustre un bon accord entre les résultats calculés et observés dans la plage des expériences
et montre qu'un accord souhaitable et raisonnable avec R2 ajusté est nécessaire [155], [156].
Selon l’ANOVA, les valeurs associées de p inférieures à 0,03 indiquent que le modèle est
statistiquement significatif [157]. Le modèle développé pour expliquer la relation entre les
facteurs et la réponse est en très bon accord avec la valeur expérimentale.
Les valeurs trouvées au cours de ce travail indiquent, selon ANOVA, qu'un modèle
polynomial quadratique était statistiquement significatif pour représenter la relation réelle entre
l'efficacité d'élimination de la turbidité et les variables, avec une très petite valeur p (<0,0001)
et un coefficient de détermination élevé (R2 = 0,6). La valeur R2 de 0,6 était un raisonnable
accord avec la valeur Adj R2 de 0,79. De plus, la valeur de R2 de 0,8 indique que le modèle a
pu correspondre à au moins 53 % de la variabilité de l'efficacité d'élimination de la turbidité
obtenue à partir des données expérimentales (figure 61).
104
Figure 61 : Abattement des paramètres après l’optimisation
En vue d’optimiser le traitement de lixiviat par électrocoagulations, plusieurs essais ont été
réalisés pour faire le choix de l’ensemble des conditions pouvant donner le meilleur résultat.
Les conditions optimales du traitement de lixiviat de la décharge intercommunal de
Mohammedia par électrocoagulation sont déterminées : intensité de courant : 2A ; Dimensions
de plaques : 10 cm² ; pH : 6 ; temps de réaction : 50min ; temps de décantation : 30min ; type
de plaques : Al.
III. Traitement biologique des lixiviats
III.1. Traitement du lixiviat par aération forcée
La procédure de circulation de l'air à travers l’effluent comprend un réacteur naturel à impact
élevé, dans lequel les micro-organismes dérivent sans entrave dans un air en circulation à
travers un fluide, sous forme des petites grappes appelées bioflocs. Le mélange d’eaux usées
bioflocs est appelé alcool mélangé.
Les résultats obtenus sur le site d'enfouissement contrôlé de la ville de Mohammedia ont été
comparés à ceux obtenus dans d'autres décharges et ont montré que la composition métallique
des lixiviats des décharges est typique d'une décharge de déchets ménagers. De plus, le calcul
du ratio DBO5/DCO fournit des informations sur l’étape de fermentation en décharge. Appliqué
aux lixiviats observés à la décharge de Mohammedia, le rapport DBO5/ DCO donne la valeur
de 0,40 indiquant un rejet récent non stabilisé, correspondant à la phase acide de la dégradation
anaérobie (figure 62).
105
Figure 62 : Evolution des paramètres physico-chimiques et biologiques du lixiviat après
traitement biologique
106
Figure 63 : Evolution Bactériologique du lixiviat après traitement biologique
Le processus d'aération intensive est efficace pour les jeunes lixiviats dont les ratios
DBO5/DCO et DCO/P sont respectivement supérieurs à 0,5 et 300 [158], [159]. Les quantités
d'air à injecter ont été étudiées par certains auteurs. Ainsi, Labbe (1996) [159]a rapporté
l’utilisation de 16,5 et 11,25 kg d’oxygène par heure dans des bassins de 500 m3 installés en
série pour une DCO initiale inférieure à 10 000 mg/L. La réduction de ce paramètre était de
40% dans le premier bassin et de 42,86% dans le second. Selon Rocher et al [160], l'injection
de 30 m3 d'air par kilogramme de DBO5 dans les eaux usées est suffisante pour éliminer 1,5 à
2 kg de DBO5 par mètre cube par jour [161], [162]. On recommande l'utilisation de 6,45 kg
d’oxygène par mètre cube par heure[163].
III.2. Traitement par aération maîtrisée
De façon générale, lors des calculs de conception, les bilans doivent être effectués sur les
MES, les matières volatiles en suspension (MVES) et sur la DCO. Les valeurs de la DCO
obtenues de l’effluent doivent ensuite être transformées en DBO5. Il est possible de convertir la
DCO biodégradable (DCObio) en DBO5 [113][164].
Tableau 33 : Caractérisation des éléments spécifiques pour le traitement biologique du
lixiviat
Paramètre Unité Valeur
DCO mg/L 65080
DCOs (DCO soluble) mg/L 55526
DBO mg/L 31351
DBOs (DBO soluble) mg/L 24140
DCOrb (DCOréfractaire biodégradable : Dure ) mg/L -
MEST ou TSS mg/L 841
MVES ou VSS mg/L 235,5
NTK mg/L 7260
NH4+ - N mg/L 5163
Nos ( azote organique soluble) mg/L -
107
La collecte des données a conduit à l’utilisation d’un débit élevé d’oxygène pour obtenir de
bons rendements de purification. Ainsi, pour le test présenté dans cette partie, il a été choisi
d’injecter 3,3 L d’air par minute dans 10 litres de lixiviats, ce qui correspond à 6,3 kg d'oxygène
par mètre cube par heure (annexe 3).
Figure 64 : Résultats d’effet de l'aération intensive des lixiviats sur les paramètres
pendant 10 jours
L'aération a entraîné une diminution significative et continue de l'azote total (figure 64). Au
cours des dix premiers jours, l'azote kjeldahl a marqué une baisse de 5246 à 760 mg/L, soit une
réduction de 70,2%. Et puisque la concentration en ammonium (NH4+), en nitrites (NO2
-) et en
nitrates (NO3-) est très significative, très important, par rapport à la quantité totale d'azote
éliminée, l'azote organique (N-Org) est probablement transformé en éléments azotés volatils.
(NH3, N2 ...) [165], [166]. Compte tenu de la valeur du pH acide (4,6) au cours de cette période
(les 10 premiers jours), l'hypothèse de la transformation de l'azote organique en ammonium
NH4+ puis en ammoniac NH3 peut être exclue [166], [167] car en milieu acide il y a l’absence
d'ions OH- qui réagissent avec l'ammonium pour donner de l'ammoniac (figure 64).
III.3. Optimisation du traitement par plan d’expériences
Les travaux précédant démontrent que l’élimination de DCO la plus notable
de 14% a été réalisée pour un temps d’aération de 10 j, individuellement, à 5 L/min et à un
pH fondamental. Par conséquent, la DCO de lixiviat a été réduite de 56040 à 36128
mgO2/L dans ces conditions. Quoi qu’il en soit, lors d’une fixation spécifique, la modification
du pH initiale n'améliore pas le traitement vers la fin. Ceci peut être clarifié par la rupture des
matières organiques en raison de la surabondance de pH.
108
Tableau 34 : Plan de surface de réponse, plan expérimental et résultats expérimentaux
enregistrés lors du traitement
N°Ex Rand
Facteurs Réponses
Temps
d’aération
Q de
O2
hauteur
de
bassin
pH CE DCO DBO5 NTK
j L/min cm - mS/cm mgO2/L mgO2/L mg/L
1 4 5 1 40 8,2 36,40 46680 20245 1825
2 5 15 1 10 8,6 33,2 40210 13452 1247
3 2 5 5 10 8,3 35 43255 24545 845
4 1 15 5 40 8,5 32 38258 15542 11254
5 3 10 3 30 8,2 36 36128 12560 665
Les facteurs utilisés, par rapport à des modèles factoriels complets, est d’anticiper les
résultats futurs. Il donne une proportion du degré dont les résultats observés sont reproduits par
le modèle, à la lumière des étendues de la variété totale des résultats clarifiés par le modèle
[168], [169]. R2 de DCO, DBO5, NTK et conductivité étaient de 0,25 ; 0,77 ; 0,79 ; et 0,75. Le
coefficient de l’assurance R2 dans cette étude était modérément élevé, montrant une bonne
compréhension entre le modèle anticipé et les qualités exploratoires [170].
Figure 65 : Variation des réponses de DCO et NTK en fonction du temps d’aération et
quantité de l’oxygène
109
La Figure 65 illustre la surface de réponse des paramètres en fonction des facteurs qui
démontre les impacts du temps d’aération et quantité d’oxygène sur NTK, DBO5 et turbidité,
qui diminuent à partir des lixiviats suite à notre traitement avec l’oxygénation à
condition de fixer la hauteur du bassin à 30 cm. La combinaison entre ces variables (oxygène
et le temps de réaction) provoque la plus grande variété dans l'élimination de la DBO5, NTK,
DCO, turbidité et conductivité, comme sur la figure 65 par exemple, dans le cas où nous
définissons la partie de coagulant à 0,64 mg / L et pH =11; la diminution de DCO et NTK peut
atteindre individuellement des valeurs entre; 10 %(pour DCO), 90 % (pour NTK).
➢ Détermination des conditions optimales
Nous avons eu recours aux surfaces de réponse pour déterminer les conditions optimales en
s’appuyant sur le logiciel NEMROWD. En fait, elles permettent de déterminer les interactions
entre les facteurs en faisant la superposition des courbes pour pouvoir trouver les conditions
optimales donnant les meilleures réponses de la turbidité et de la DCO. Le tableau 35 représente
les abattements des paramètres après l’optimisation par la MRE.
Ce travail consiste à développer une technique permettant de traiter les grandes quantités de
lixiviats produites par la décharge. Depuis sa mise en service; les effluents sont stockés dans de
grands bassins car leur charge polluante ne permet pas leur rejet dans l’environnement, faute
de traitement adéquat. Dans ce travail, l’aération était utilisée pour réduire la charge polluante
des lixiviats provenant de déchets ménagers destinés à la mise en décharge. Le traitement des
effluents à forte charge organique par injection de surface est une technique donnant des
résultats variables en fonction de l’importance de la charge polluante et de la nature chimique
des constituants inorganiques. Le lixiviat a été injecté d’air à un débit de 7 L/min pour 2 mois
(Tableau 35). Cette technique a conduit à des rendements de purification assez élevés avec une
réduction de 34% de la DCO; 80,1% de la DBO5; 74,4% des azotes total et 72,6% des matières
en suspension.
Tableau 35 : Abattement des paramètres après le traitement biologique
Paramètres Lix Br T Bio Abattement (%)
pH 7,8 9,09 -16,53846
Conductivité (mS/cm) 53,20 27,20 48,87218
O2dessous (mg/L) 0,3 2,72 -806,6667
DCO (mgO2/L) 65080 58 650 9,880148
DBO5 (mgO2/L) 31351 18245 41,80409
NH4+ (mg/L) 5163 860 83,34302
NTK (mg/L) 7260 650 91,04683
MES (mg/L) 960 814 15,20833
Cl (mg/L) 8640 6458 25,25463
SO4 (mg/L) 1345 1124 16,43123
Bactériologique
Germe totaux à 22°C 8*106 4,3*108
Germe totaux 37°C 6*105 4*106
Staphlocoque UFC/100mL 7,8*105 5*108
Psaudomonas UFC/100mL 3,2*102 6,4*104
110
Figure 66 : Evaluation des paramètres avant et après traitement biologique
IV. Biofiltration pour traitement de lixiviat
IX.1. Résultats de l’analyse granulométrique des différents échantillons de sable
➢ Sable de la ville Rabat
Figure 67 : Courbe granulométrique des sables de la plage Harhoura de la ville Rabat
111
Le coefficient d'uniformité : CU= d60/d10 = 0,859/0,2 = 4,29
➢ Sable de la ville d’El Oualidia
Figure 68 : Courbe granulométrique des sables de la plage d'ELOualidia
Le coefficient d'uniformité : CU = d60/d10 = 0,275/0,091 =3,022
➢ Sable de la ville Mohammedia
Figure 69 : Courbe granulométrique des sables de la plage de la ville Mohamedia
Le coefficient d'uniformité : CU = d60/d10 = 0,96/0,875=1,09
➢ Sable de la ville Bouznika
112
Figure 70 : Courbe granulométrique des sables de la plage de la ville Bouznika
Le coefficient d'uniformité : CU = d60/d10 = 0,948/0,87 =1,089
➢ Choix du bon filtrants
La différentiation entre les matériaux filtrants est liée principalement à l’homogénéité
granulométrique du fait une bonne rétention d’impureté est corrélée au coefficient d’uniformité
minime[171]. A l’issu des analyses granulométrique, le sable de Bouznika affichait le
coefficient d’uniformité le plus convenable (1,089) par rapport aux autres échantillons de sable,
de ce fait il a été utilisé avec la sciure de bois pour constituer le matériau filtrant de cette partie
[172], [173].
IX.2. Sciure de bois et autres matériaux
➢ Analyse par MEB
L’image au microscope électronique à balayage présente des agrégats de grains de la sciure
de bois sous des formes variables et de dimension hétérogène, les interstices entre les grains
forment des couches. Pour un grossissement plus élevé, nous observons de grosses cavités de
forme irrégulière ; ceci confirme la composition hétérogène de sciure de bois. Par contre,
l’observation de la zone 2 après l’adsorption, sur la surface de la sciure de bois on observe des
coches aléatoires due au dépôt des polluants sur la surface de nos matériaux [106].
Figure 71: Analyses par microscopie électronique à balayage de sciure de bois
113
Les données de l’analyse de la composition chimique élémentaire de la sciure de bois utilisée
lors de cette étude montrent que l’élément le plus abondant ici est la silice (Be) suivi de
l’alumine (C) et de l’oxygène (O) ensuite viennent les autres oxydes dans des proportions très
faibles. On remarque aussi une augmentation du taux de Be après l’adsorption.
Tableau 36 : Composition de sciure de bois de la zone 1 et 2
Formule
Zone 1 Zone 2
mass% Atom% mass% Atom %
Be* 80,41 84,72 73,60 79,15
C 18,41 14,56 24,01 19,38
N* 0,23 0,15 0,32 0,22
O 0,95 0,57 2,07 1,25
Total 100,00 100,00 100,00 100,00
➢ Granulométrie de la sciure de bois
Pour la caractérisation de la granulométrie de la sciure de bois utilisée dans la filtration, on
a procédé de la même façon que pour la caractérisation de la granulométrie de sable[174]. On
a utilisé une série de 5 tamis ayant des diamètres de 2mm ; 1 mm ; 0,85 mm ; 0,425 mm ;
0,125mm (figure 72).
Figure 72 : Courbe granulométrique de la sciure de bois
Le coefficient d'uniformité : Cu = d60/d10 =0,268 /0,125=2,14
IX.3. Traitement par filtre à grande échelle
Avant de commencer l’étude, on a commencé par calculer les quantités à apporter pour
remplir notre installation, cette étape est nécessaire pour éviter d’avoir un surplus de matériaux
et donc un surcoût.
114
• Le Bidon de dimension : h=56 cm / L=24cm/l=38cm
• Sachant qu’on a 6 couches de gravier et 12 espacements
1ère couche de gravier
grossier (forme
trapèze)
S = (20+24)*10/2=220
cm2
V tot = 220 *38 =8 360 cm3
2ème couche de sable
fin
V ’=3*38*24= 2 736
cm3
Espacement entre les couches de
mélange V’’=5*8*38=1520cm3
Volume total du
sable fin
V tot = 2 736 *6 + 1520*12=34 656 cm3
Motif de couche
1 seule couche de 8 cm de longueur
V1=8*8*38=2 432cm3
Volume total des couches
:
V ‘’’= V1*11+V2*2= 2
432*11+3 040*2=32 832
cm3
Volume du sable V sable argileux =V’’’*0,7= 32
832*0,7=22 982,4cm3
Volume de mélange V’’’*0,1= 32 832 *0,1=3 283.,2cm3
IX.4. Résultats de traitement de lixiviat des trois filtres
La figure 73 montre le lixiviat après traitement par électrocoagulation et après combinaison
d’électrocoagulation et filtration.
Figure 73: Lixiviats brut (A); lixiviat après électrocoagulation (B) ;lixiviat après
électrocoagulation et filtration (C)
Les résultats obtenus (Tableau 37) dans cette étude de filtration-percolation, très positifs,
montrent clairement et efficacement que la sciure de bois en tant que déchets solides, peut être
revalorisée en les utilisant avec les sables marins comme filtres pour le traitement de lixiviats.
115
Tableau 37 : Caractérisation de lixiviat après électrocoagulation et filtration
Paramétré Lixiviats après
électrocoagulation
Petite
échelle
type 1
Petite
échelle
type 2
Grande
échelle
pH à 25 °C 7,3 7,4 7,3 7,5
CE (mS/cm) 35,4 22 24 21,2
DCO (mgO2/L) 33 560 19230 2130 18250
DBO5 (mgO2/L) 14 540 - - 8520
MES (mg/L) 542 310 284 261
SO4 (mg/L) 1 045 934 842 641
Cl (mg/L) 2 040 1580 1542 1530
NTK (mg/L) 2 000 315 265 624
NH4 (mg/L) 2040 - - 580
Les lixiviats traités par les colonnes de filtration montrent une réduction de la pollution
organique en DCO et P avec un maximum de pollution pour la colonne de filtration de grande
échelle qui a donné une réduction de 16% de la DCO et 60 % pour DBO5, ce qui est nettement
supérieur à la norme (1000 mg /L) et réduction de 85% de la teneur en azote avec une valeur
de 624 mg/L, qui est supérieur à la norme (10 mg/L). Cette réduction maximale de la charge
organique s'explique par les propriétés d'adsorption importantes des minéraux les plus fins, en
particulier l'argile, le charbon de bois et noyaux des dattes. Ces argiles ont une structure
lamellaire qui permet l'insertion de molécules organiques entre les feuillets.
IX.5. Optimisation par plan de mélange
Cette étude vise à contrôler l’efficacité de traitement et à démontrer que les adsorbants
naturels tels que les sables, les dattes ou les sols argileux ainsi que certains déchets industriels
tels que la sciure de bois pourraient être utilisés comme moyen de filtrage pour le traitement du
lixiviat. Les résultats obtenus montrent que les lixiviat traités réponds au standard de rejets
indirects pour les différents paramètres physico-chimiques étudiés[175].
Tableau 38 : Champs de variation et codage des facteurs
Facteur
Facteur1 Charbon de bois 25%
50% Sable fin 25 %
Facteur 2 Argile 25%
50% Cactus 25%
Facteur3 Morceaux de fer 25%
50% Noyaux des dattes 25%
116
Tableau 39 : Plan de mélange, plan d’expérimentation et résultats de traitement
N°Exp
Facteurs Réponses
X1 X2 X3 CE DCO NTK Tur SO4 Cl
1 0,0000 0,5000 0,5000 24,10 22310,0 760,00 254,00 952,00 952,00
2 0,6667 0,1667 0,1667 21,00 19600,0 652,00 184,00 820,00 652,00
3 1,0000 0,0000 0,0000 26,20 23654,0 851,00 319,00 942,00 658,00
4 0,5000 0,0000 0,5000 24,60 22520,0 800,00 310,00 894,00 640,00
5 0,1667 0,6667 0,1667 20,70 18600,0 620,00 188,00 862,00 331,00
6 0,0000 1,0000 0,0000 28,30 24530,0 762,00 290,00 891,00 710,00
7 0,5000 0,5000 0,0000 23,90 21924,0 790,00 284,00 868,00 524,00
8 0,1667 0,1667 0,6667 22,00 21500,0 684,00 210,00 854,00 579,00
9 0,0000 0,0000 1,0000 26,10 24000,0 785,00 301,00 982,00 612,00
10 0,3333 0,3333 0,3333 20,10 18460,0 605,00 189,00 874,00 542,00
La filtration à travers un substrat formé par l'argile permet une réduction efficace de la charge
de polluants physico-chimiques. En perspective, nous proposons de procéder à une filtration du
lixiviat sur une colonne uniforme, formée essentiellement de couches de sciure de bois, de sols
et de dattes argileux, de granulométries bien choisies, intercalées par un adsorbant naturel ou
industriel de pH normal, et ce pour leur efficacité, la simplicité de mise en œuvre, pour mieux
répondre aux normes applicables.
117
Figure 74 : Evaluation des paramètres en fonction du composant
Les matières en suspension se présentent sous différentes formes dans le lixiviat: les matières
en suspension organiques et matières en suspension vivantes[176]. En raison de phénomènes
répulsifs, les colloïdes forment généralement des suspensions très stables[177]. Les
phénomènes d'adsorption agissent alors pour neutraliser leurs charges, favoriser leur
agglomération et permettre leur fixation. La matière en suspension sera donc piégée dans la
masse granulaire du filtre et une forme agrégée en cas de floculation, ce qui explique les
résultats illustrés à la figure 74 et montre qu’une réduction maximale de DCO à 24% et 70 pour
DBO5par filtration de l’expérience 4.
Comme l’argile sableuse contient une teneur élevée en silice, un adsorbant important avec
une polarité électrique élevée et des éléments minéraux, en particulier des ions ferreux, ces
derniers contribuent à la neutralisation des charges négatives de la matière organique contenue
dans le cône [178]. Cependant, les réductions de la DCO pour les colonnes de sciure de bois
sont en principe dues aux liaisons hydroxyle libres disponibles dans les macromolécules de
cellulose, d'hémicellulose et de lignine. L'élimination de la charge organique par ce type
d'adsorbants est corrélée à celle de la turbidité du lixiviat. Ceci confirme que la suspension des
lixiviats est produite par la matière organique impliquée[179].
En ce sens, les adsorbants utilisés dans cette étude font encore l'objet de plusieurs analyses
plus spécialisées au niveau international. Ces analyses en cours pourraient nous donner de
nouvelles perspectives. Enfin, le développement des technologies utilisant des sous-produits
organiques tels que la sciure de bois dans le traitement des lixiviats est une innovation
intéressante pour l’avenir[180], [181].
En effet, cela permet de donner une seconde vie aux déchets précédemment mis au rebut.
D'autre part, l'utilisation de support organique nécessite encore des études pour optimiser les
traitements et tester d'autres supports au potentiel de purification appréciable, ainsi que pour
effectuer les configurations et combinaisons possibles entre ces supports afin d'améliorer leur
rentabilité.
118
V. Conclusion
Sur la base des résultats obtenus dans ce chapitre, l’étude paramétrique nous a permis de
déterminer les conditions optimales ainsi que les effets de certains facteurs sur les
traitements de coagulation-floculation, l’EC, filtration et biologique. Cette étude est réalisée
en faisant varier le pH, les matériaux, la concentration initiale, la masse et le temps de contact.
Les conditions optimales retenues sont varié d’un procédé à l’autre. Les résultats de l’étude
dynamique montrent que les adsorbants de sciure de bois et le sable fin sont plus efficaces pour
éliminer les polluants examinés suivis du cactus, les dattes,
l’argile et le charbon de bois. Ces résultats sont dus à la nature différente de leur origine, aux
différents groupements fonctionnels de surface et à la surface spécifique de chaque adsorbant.
Il ressort de cette étude que la combinions des méthodes reste une bonne solution pour
l’élimination complète de la pollution.
119
Chapitre III : Combinaison des méthodes de traitement
Introduction
Les Lixiviats des sites d'enfouissement contiennent des toxines naturelles et
inorganiques qui ne sont pas traitées convenablement. Récemment, l'utilisation de
procédures électrochimiques pour le traitement des lixiviats des sites d'enfouissement s'est
développée, avec des résultats prometteurs. Quelques points essentiels identifiés lors de
l’utilisation de procédures électrochimiques sont les suivants : peu d’espace requis, temps de
traitement court, besoins en réactifs réduits et robotisation simple. La capacité d'expulser des
mélanges bio-réfractaires et de renforcer la biodégradabilité des émanations en fait des
stratégies fascinantes pour le traitement des lixiviats des sites d'enfouissement.
Ces travaux ont comme objectif de reconnaître les paramètres de travail distinctifs qui
influent sur la maîtrise du traitement des avancées électrochimiques, les décharges et étudier
l’efficacité et les performances de la combinaison des procédés physico-chimique et
biologiques pour le traitement des lixiviats des sites d’enfouissement sanitaires. L’objectif
principal de ce chapitre est de développer des filières de traitement combinant
l’électrocoagulation et coagulation adaptée au traitement des lixiviats ainsi que d’autres
couplages possibles pour le respect des normes de rejet marocain.
I. Combinaison d’électrocoagulation et d’autres procédés de traitement
En vue de savoir l’efficacité de chaque traitement et pour pouvoir choisir le procédé qui
représente les meilleures synergies avec l’électrocoagulation, des mesures de pH, de
conductivité et de turbidité ont été faites après chaque combinaison de traitement ; ils sont
illustrés dans le tableau 40.
Tableau 40 : Caractérisation du lixiviat après le traitement par les différents procédés
Échantillons pH Con(mS/cm) Tur (NTU)
Lixiviat brut. 7,92 37,4 2346
Lixiviat traité par électrocoagulation. 7,46 38,1 355
Lixiviat traité par combinaison entre
électrocoagulation et coagulation-floculation par
FeCl3.
5,76 36 ,3 349
Lixiviat traité par combinaison entre
électrocoagulation et coagulation-floculation par
Fe2(SO4)3.
5,87 33,1 336
Lixiviat traité par combinaison entre
électrocoagulation et précipitation par la chaux. 11,02 26,3 46,3
Lixiviat traité par combinaison entre
électrocoagulation et filtration. 7,69 21,47 137
120
L'efficacité des différents processus est évaluée en termes de turbidité, en comparant les
résultats de la caractérisation de lixiviat après chaque traitement (tableau 40). On remarque que
le traitement par électrocoagulation est notamment très approprié, il mène à une diminution de
turbidité de 2346 NTU à 355 NTU.
Quant à la combinaison entre l’électrocoagulation et un deuxième traitement, le meilleur
résultat est celui du traitement par précipitation à la chaux (46,3 NTU), puis le traitement par
biofiltration par sable et sciure de bois (137 NTU). Pour la coagulation-floculation par le
chlorure ferrique ou le sulfate ferrique, c’est vrai qu’il y a un changement remarquable de
couleur (figure 75) mais une diminution faible de turbidité (349 NTU, 336 NTU).
Figure 75: Echantillons de lixiviat après les différents traitements
Echantillons de lixiviat après les différents traitements : A: lixiviat brut ; B: lixiviat après électrocoagulation; C: lixiviat après
électrocoagulation + coagulation floculation par FeCl3, D : lixiviat après électrocoagulation + coagulation floculation par
Fe2(SO4)3 ; E: lixiviat après électrocoagulation + précipitation par la chaux ; F : lixiviat après électrocoagulation + biofiltration
Le procédé de traitement dans sa version actuelle est dépourvu de la maitrise des paramètres
d’entrée à l’égard du Débit qui varie en permanence suivant le niveau de remplissage de la
citerne d’alimentation, ainsi que les caractéristiques de l’effluent dont les teneurs de ces
composants fluctuent de façon hasardeuse. Tant dis que le système de dosage reste figé à des
concentrations prédéterminées.
Pour remédier à cette situation, et faire fonctionner le tous en harmonie, un débitmètre doit
être installé en amont du système ainsi qu’une série de capteurs reliés aux automates
programmables afin de maitriser les caractéristiques de l’effluent aidant à cerner les dosages
des réactifs (voir le schéma qui suit)
II. Traitement biologique
En vue de mettre en exergue le rendement épuratoire de filière biologique des échantillons
qui ont été analysés, lixiviat jeune provenant directement du casier cela veut dire qu’il a subi
une aération prolongée puis une décantation.
121
Tableau 41 : Résultats de traitement biologique de lixiviat
Paramètre Unité Lix Valeurs
pH à 25 °C Unité de pH 8.4 8
Conductivité µS /cm 47 560 36 800
DCO mg de O2 /L 64 142 42 900
DBO5 mg de O2 /L 38 124 21 480
MES mg /L 1 680 1240
Sulfates SO4 mg /L 2 423 624
Chlorures mg /L 8 760 1 901
NTK mg /L 8 458 2 220
Ammonium NH4 mg /L 2010 423
Fe mg /L 6,4 2,5
Coliformes totaux UNC 4,9*105 4,1*107
Escherichia coli UNC 3,8*104 4,6*106
Les valeurs des paramètres mesurés pour caractériser les lixiviats issus des déchets ménagers
frais de Mohammedia et des communes environnantes montrent que, le pH est légèrement acide
et la DCO, DBO5, MES, cations, anions et les composés azotés sont très élevées, à l’exception
du Fe présent en faible teneur. Les résultats des analyses après traitement révèlent une variation
de la composition chimique de lixiviat au cours du temps, les valeurs de pH et de DCO prouvent
qu’on a affaire aux lixiviats intermédiaire ce qui coïncide avec l’âge de la décharge, néanmoins
le facteur DCO/DBO5 à raison de 1,7 < 2 qualifie ces effluents de facilement biodégradable. La
valeur du facteur DCO / DBO5 prouve que le lixiviat est facilement biodégradable ce qui
explique cette réduction considérable de la charge polluante. L’augmentation de la conductivité
est due à la présence d’autres cations et anions hormis les sulfates et les chlorures qui sont
précipités lors de la décantation pour être adsorbés sur les boues.
Le tableau 40 illustre l’effet du traitement biologique exercé qui décrit le rendement de
traitement nourrit par l’aération continue vu des contraintes d’ordre technique, du fait on
enregistre une faible augmentation du pH qui s’est stabilisé à 8 contrairement à la conductivité
qui a connu une diminution, cependant la DCO et DBO5affichentune baisse importante soit un
taux d’abattement respectif de 30 % et 50 %, alors que le rendement d’élimination de la matière
en suspension ne suit pas cette logique.
En outre le tableau affiche un taux d’abattement positif élevé des chlorures par rapport à
celui des sulfates, ainsi qu’un taux d’abattement équitable autant que notable 83% de NTK et
NH4 qui traduit la diminution des nuisances olfactives. Le traitement aérobie est réputé par son
efficacité d’élimination des composés azotés en accélérant le cycle de nitrification
dénitrification ce qui justifie l’abattement de NTK et NH4, quant à l’azote inorganique, il est
assimilé par les microorganismes constituant le produit.
122
III. Combinaison de la chaux et pH basique et H2O2
Dans ce procédé d’EP de lixiviat, le peroxyde d’hydrogène est généré de façon
électrochimique à la réaction. Le H2O2 est introduit dans le réacteur après une étape de
traitement par la chaux à partir du dioxygène. [182][183] ont étudié l’influence du procédé
d'oxydation avancée sur un lixiviat ayant subi un prétraitement par la chaux. Après traitement
coagulation, l’effluent présentait des concentrations en DCO de 32560 mg∙L-1, en NH4 de
1046 mg∙L-1 et un rapport de biodégradabilité faible (DBO/DCO = 0,4). L’étude a été réalisée
sur un pilote d’une capacité de 1 L, les taux d’abattement sont de 22 % pour la DCO, de 41,6 %
pour le MES.
Tableau 42 : Caractérisation de lixiviats traités par Chaux +H2O2
Paramètre Unité Lix Chaux +H2O2
pH à 25 °C Unité de pH 8,4 5,1
Conductivité µS /cm 47 560 40 450
DCO mg de O2 /L 64 142 35 670
DBO5 mg de O2 /L 38 124 14 550
MES mg /L 1 680 642
Sulfates mg /L 2 423 983
Chlorures mg /L 8 760 4660
NTK mg /L 8 458 2 125
Ammonium mg /L 2010 2464
Fe mg /L 6,4 2,5
Coliformes totaux UNC 4,9*105 2,3*103
Escherichia coli UNC 3,8*104 1,6*102
IV. Combinaison de la chaux, FeCl3 et ajustement de pH
Le couplage des techniques de traitement de coagulation floculation et traitement par H2O2
a été testé sur lixiviat avec des résultats satisfaisants. Les études existantes portent sur des
lixiviats « jeunes » avec de fortes concentrations en DCO[122], [184] et des lixiviats « matures
» qui présentent un rapport de biodégradabilité (DBO/DCO) faible [185]. Il est à noter que,
dans ce couplage, procédé d'oxydation avancée est généralement placé en aval du traitement de
la chaux[186][187]. Introduit en aval du traitement avec H2O2, le traitement permettra de
dégrader les matériaux restants. En tout état de cause, différents auteurs ont opté pour un
arrangement alternatif en définissant la procédure d'oxydation en amont de la procédure de
manière à faire basculer les mélanges. Le tableau 42 regroupe quelques résultats obtenus après
le traitement des lixiviats.
123
Tableau 43 : Résultat du traitement du lixiviat par la chaux + FeCl3 + H2O2
Paramètre Unité Lix Valeurs
pH a 25 °C Unité de pH 8,4 7,33
Conductivité µS /cm 47 560 36 500
DCO mg de O2 /L 64 142 24 710
DBO5 mg de O2 /L 38 124 10 400
MES mg /L 1 680 160
Sulfates SO4 mg /L 2 423 1245
Chlorures Cl mg /L 8 760 3 220
NTK mg /L 8 458 654
Ammonium NH4 mg /L 2010 450
V. Traitement par électrocoagulation et la chaux
NORMA et al. [188]ont expérimenté les procédés d’EC et d’EO sur un lixiviat obtenu sans
étape de traitement biologique. Suite aux valeurs de traitement, la valeur de la DCO était de
33 560 mg∙L-1. L’acier inoxydable a été employé comme cathode dans les deux modes de
traitement. L’effluent est d’abord électrocoagulé pendant une heure avec un courant de 2A avec
agitation. Après une étape intermédiaire de filtration, le perméat obtenu est soumis à un
traitement par la chaux. Le traitement successif d’EC et de la chaux a permis la réduction de
52 % de la DCO et de 52 % du DBO5.
Tableau 44 : Résultats de traitement par électrocoagulation et la chaux
Paramètre Unité Lix Valeurs
pH à 25 °C Unité de pH 8,4 7,3
Conductivité µS /cm 47 560 35 400
DCO mg de O2 /L 64 142 33 560
DBO5 mg de O2 /L 38 124 14 540
MES mg /L 1 680 542
Sulfates mg /L 2 423 1 045
Chlorures mg /L 8 760 2 040
NTK mg /L 8 458 2 000
Ammonium mg /L 2010 2040
Figure 76: Progression de décoloration de lixiviat brut après électrocoagulation et
précipitation par la chaux
124
VI. Combinaison de traitement par coagulation (la chaux et FeCl3) et filtration
Il est intéressant de noter que ce couplage est appliqué sur d’autres types d’effluents
caractérisés par de fortes charges de DCO ou par la présence de composés réfractaires. Par
exemple, BABU et al. (2009)[189] ont rapporté une performance globale d’élimination de la
DCO de 65 % en couplant de coagulation-floculation à un procédé physico-chimique pour
traiter un effluent chargé en matière organique. Le couplage du ce procédé avec une filière de
filtration s’est également montré efficace pour le traitement des lixiviats[190], [191]. XIE et al.
(2010b)[192] ont développé un pilote au laboratoire de recherche pour traiter un lixiviat. Les
valeurs de la DCO et de MES après traitement sont diminués.
Figure 77 : Evaluation des paramètres après traitement coagulation (chaux et FeCl3) +
filtration
Tableau 45 : Abattement des couplages des méthodes de traitement
Paramètre
Traiteme
nt
biologiqu
e
Traitemen
t par la
chaux
Traitem
ent par
FeCl3
Traitemen
t pour :
pH
basique et
H2O2
Traitement par
la chaux +
ajustement de
pH + FeCl3
Traitement
par
électrocoagul
ation
Traitem
ent par
coagulat
ion +
filtration
CE
(mS/cm) 22,62 42,05 54,98 14,94 23,25 25,56 57,73
DCO
(mgO2/L) 33,11 49,23 55,64 44,38 61,47 47,67 76,28
DBO5(mg
O2/L) 43,65 67,34 73,65 61,83 72,72 61,86 83,21
MES
(mg/L) 26,19 73,80 85,11 61,78 90,47 67,73 92,85
Sulfates
(mg/L) 74,24 74,24 75,03 59,43 48,61 56,87 59,34
Chlorures
(mg/L) 78,29 63,35 58,10 46,80 63,24 76,71 83,33
NTK
(mg/L) 73,75 85,29 83,44 74,87 92,26 76,35 94,15
Ammoniu
m (mg/L) 78,95 47,96 37,11 -22,58 77,61 -1,49 77,41
Fer
(mg/L) 60,93 100 100 60,93 100 100 100
125
VII. Filières de traitement proposées pour le traitement du lixiviat
VII.1. Première filière de traitement
L’ajout de Ca(OH)2 avec un dosage de 20 à 30 g/L suivant les saisons, favorise la
précipitation des métaux lourds et de la matière décantable suivi par une floculation puis une
décantation, par la suite on établit une coagulation du mélange avec Fe(Cl)3 à raison de 2,5
ml/L, chose qui permet la formation des flocs des impuretés en suspension qui s’agglomèrent
et précipitent dans les phases de floculation et de décantation. Une fois sorti du deuxième
prétraitement, l’effluent dont le pH élevé et chargé de matière organique oxydable, nécessite
une correction du pH par l’ajout de H2SO4 avec un dosage de 5 ml/L puis H2O2 (3ml/L) afin
d’oxyder la matière organique résiduelle.
La station de traitement physico-chimique comprent les ouvrages suivants :
- 2 cuves de coagulation-floculation
- 1 cuve d’ajustement du pH
- 2 cuves de décantation.
-1 bassin de filtration
Tableau 46 : Evaluation des paramètres au cours des étapes de traitement de première
filière
LixBr T Bio T bio+chaux
T bio +
chaux + fer
T bi+ chaux +fer
+ filtration par
colon
pH 7,8 9,09 12,26 10,1 9,4
Conductivité
(mS/cm)
53,20 27,20 23,70 17,60 9,5
O2dissous
(mg/L)
0,3 2,72 2,4 2,4 2,2
DCO
(mgO2/L)
56 375 39 650 16 975 9 050 1281
DBO5
(mgO2/L)
33251 9452 5611 3245 652
NH4+ (mg/L) 1752 524 456 442 1,35
NTK (mg/L) 9435 1530 824 754 231
MES 643 543 264 124 24
Cl 8723 1254 420 324 132
Sulfate 1642 425 321 308 120
126
Figure 78 : Schéma synoptique de la première filière et ouvrages de traitement
Afin de mettre en évidence le rendement épuratoire de la filière physico-chimique,
ont été prélevés et analysés à partir de chaque étape de traitement. E1 représente les
lixiviats traités par voie biologique et décantés, E2 représente le premier traitement physico-
chimique, moyennant une coagulation floculation par la chaux (20 g/L) suivi de la coagulation
floculation secondaire par les chlorures ferriques (2,5 mL/L) suivi d’une décantation, l’ajout de
H2O2 et H2SO4 avec des doses respectives à raison de 4 mL/L et 5 ml/L suivi par décantation
E3. Cependant E4 décrit le prétraitement tertiaire moyennant filtration.
VII.2. Deuxième filière de traitement
Le procédé de coagulation et floculation par la chaux et jus de cactus permet à la fois
d’éliminer la DCO et les matières colloïdales tout en augmentant les performances de
traitement. Cependant, les performances de l’aération sont beaucoup influencées par les ions
responsables de l’oxydation indirecte. On peut ajouter du cactus pour fixer l’oxydation indirecte
dans le cas du traitement des lixiviats où les teneurs en Cl- sont faibles après traitement
(61 mg∙L-1)[193]. L’avancement de la science de traitement des eaux, l’arrivée d’autres
coagulants plus performants peut rendre la technique coagulation-floculation plus compétitive.
Les procédés de coagulation-filtration combinés avec cactus et biofiltration peuvent augmenter
leur efficacité d’épuration. On observe une augmentation de l’abattement de la DCO au cours
de couplage des méthodes, une hausse de 95 % et de 97 % de la cinétique de diminution
respective de la DCO et du NH4.
127
Tableau 47 : Evaluation des paramètres au cours des étapes de traitement de la
deuxième filière
LixBr T Bio
T
bio+chaux
T bio +
chaux () +
cactus
T bi+ chaux ()
+cactus +
filtration par
colon
pH 7,6 9,1 12,3 11,8 11,5 Conductivité (mS/cm) 51,20 234 25,1 16 9,8
O2dessous (mg/L) 0,3 2,8 2,5 2,4 2,3 DCO (mgO2/L) 57 375 40 561 22310 12310 2535 DBO5 (mgO2/L) 34048 12450 9540 5620 746
NH4 (mg/L) 1652 542 482 363 160 NTK (mg/L) 9410 1624 1245 642 294
MES 640 560 324 107 35 Cl 7860 1480 564 417 61
Sulfate 1550 630 490 294 158
Figure 79 : Schéma synoptique de la deuxième filière et ouvrages de traitement
VII.3. Troisième filière de traitement
Bien que l’utilisation des procédés électrocoagulation pour le traitement des lixiviats ne soit
pas encore très répandue, on constate depuis quelques années de plus en plus d’études réalisées
sur ce sujet. L’utilisation des procédés d’EC, combinés à d’autres méthodes de traitement des
lixiviats sont bien adapté pour plusieurs types de stations par rapport à d’autres. L’utilisation
modeste, mais croissante de ces techniques d’épuration est favorisée en partie par le
vieillissement des décharges existantes qui produisent des lixiviats caractérisés par une
128
pollution bio-réfractaire et les normes des rejets qui deviennent de plus en plus contraignantes.
Les procédés biologiques conventionnels se heurtent à la difficulté de traiter de façon
convenable les lixiviats matures qui renferment un grand nombre de composés récalcitrants.
Les effets directs et indirects du courant électrique permettent une dégradation partielle ou
totale de ces polluants récalcitrants ou de les transférer dans une phase insoluble lors de l’EC.
Les principaux avantages liés à l’utilisation des procédés électrochimiques sont : faible emprise
au sol, temps de traitement court, automatisation facile, utilisation limitée de réactifs, bonne
performance épuratoire et coût raisonnable. Malgré les intérêts qu’ils présentent, le potentiel
des technologies électrochimiques reste encore sous-exploité dans le domaine du traitement des
lixiviats.
Tableau 48 : Evaluation des paramètres au cours des étapes de traitement de la
troisième filière
LixBr T Bio
T
bio+electro
T bio +
electro+
cactus
T bi+ electrog
+cactus + filtration
par colon
pH 7,8 9,09 9,6 9,4 9,1
Conductivité
(mS/cm) 53,20 27,20 22,1 15,7 5,6
O2dessous (mg/L) 0,3 2,72 2,70 2,61 2,6
DCO (mgdeO2/L) 56 375 39 650 19 254 7 580 2140
DBO5 (mgdeO2/L) 33251 9452 7600 5710 1200
NH4 (mg/L) 1752 524 421 354 60
NTK (mg/L) 9435 1530 1045 860 451
MES 643 543 320 160 52
Cl 8723 1254 540 290 184
Sulfate 1642 425 380 314 164
Figure 80 : Schéma synoptique de la troisième filière et ouvrages de traitement
129
Tableau 49 : Comparaison des paramètres dans chaque filière de traitement
Filières
Abattement (%)
Filière 1 Filière 2 Filière 3
DCO 98 95 96
DBO5 98.2 98 96.3
NH4+ 100 90 96.5
NTK 97 96.6 95
MES 96.8 95 92
Cl 98 98.8 97
SO4 93 93 90
VIII. Conclusion
Au cours de cette section, nous avons examiné les procédures physico-chimiques liées au
traitement des lixiviats. Leurs mélanges avec des procédures naturelles sont également
examinés. Les procédures ont une marge de manœuvre typique, à savoir la capacité de traiter
les mélanges récalcitrants présents dans les lixiviats. Les systèmes de réponse qui deviennent
éventuellement le facteur le plus important au cours du traitement ne sont pas tout à fait les
mêmes d’une procédure à l’autre. Au cours de l'EC, des réponses immédiates et inverses
comprenant le radical hydroxyle et d'autres oxydants de transition ont la charge du
nettoyage. Dans tous les cas, l'amélioration des paramètres spécifiques est
fondamentale pour une exécution supérieure du traitement électrochimique. Plusieurs
combinaisons sont possibles pour améliorer le traitement des lixiviats.
130
CONCLUSION GÉNÉRALE
Nous avons testé l’efficacité de certaines méthodes d’élimination de la charge organique et
inorganique du lixiviat comme L’EC, filtration, coagulation-floculation et traitement
biologique. Les paramètres considérés sont le phosphate naturel, DCO, DBO5, CE, Turbidité,
paramètres biologiques etc…. Ces paramètres reflètent des polluants qui sont connus pour leur
abondance dans lixiviat, dépendant des conditions climatiques, avec un effet sur la santé et
l’environnement. La complexité des effluents de lixiviat implique de développer et tester de
nouveaux procédés capables d’assurer une dégradation efficace des polluants. Ces dernières
années, les recherches se sont axées sur le développement des procédés électrochimiques pour
traiter efficacement les lixiviats fortement chargés en matière organique.
Après une synthèse bibliographique portant sur la description des déchets, les différents
types de lixiviats ainsi que des généralités sur les méthodes de traitement et les effets de lixiviat
sur l’environnement. Nous avons également caractérisé les différents effluents utilisés avant et
après traitement. L’optimisation en utilisant la MRE a montré son efficacité par rapport aux
méthodes classiques. Elle s’agit d’appliquer une méthodologie de la recherche expérimentale
basée sur les plans d’expériences qui consiste à cerner les conditions optimales pour les
méthodes de traitement de chaque système facteurs/abattements tout en optimisant les tests.
Elle a été établie en faisant varier la concentration initiale, les masses, le temps de contact, le
pH de la solution et produits testés.
Ces travaux ont permis de mettre en valeur la capacité du couplage EC-TB-TF-CF à
dégrader les polluants récalcitrants présents dans l’effluent de lixiviat. Les procédés
d’électrocoagulation (EC), coagulation-floculation (CF), traitement par filtration (TF) et
traitement biologique (TB) ont été testés séparément puis combinés afin de comparer leur
efficacité dans le traitement de l’effluent de lixiviat. La caractérisation des lixiviats a
indiqué une DCOt élevée (> 56000 mgO2/L) et les valeurs de la turbidité et de MES étaient
élevées révélant ainsi la présence de fines particules colloïdales. La majorité du phosphore est
sous forme organique avec une concentration importante alors que la concentration de
phosphore total était de 52 mg/L.
La première partie de ces travaux a permis de déterminer les caractéristiques
physicochimiques des lixiviats bruts de la décharge de Mohammedia et ont permis de d’évaluer
le risque constitué par les lixiviats de la décharge (DCO (56000 mgO2/L) et de DBO5 (35000
mgO2/L), chlorures (2201 mg/L), Azote Total NTK (2361 mg/L)), phosphore (144,047 mg/L)
et métaux lourds). Les caractéristiques du lixiviat sont fonction des précipitations et des
températures. Malgré la présence de la décharge contrôlée, nous n’avons pas relevé un impact
certain des lixiviats sur la qualité des eaux souterraines. En effet, les eaux restent généralement
propres à la consommation humaine dans quelque puits. Aussi pour l’irrigation, elles sont
bonnes à admissibles. Les analyses physico-chimiques et biologiques des eaux souterraines et
de surface (en aval et en amont) montrent une absence de contamination par le lixiviat de la
décharge.
131
La deuxième partie de ces travaux, a été l’application du procédé d’CF pour traiter
l’effluent, ce qui a permis d’évaluer l’impact de certains paramètres tels que le type de
coagulant, nature, le temps de traitement, la concentration et le type de produit ainsi que la
variation de la concentration initiale de l’effluent traité. Dans cette étude :
• Quatre types de coagulants commerciaux (chlorure ferrique, chaux et sulfate
d’aluminium, sulfate de fer) et deux de type naturel (cactus et déchets de banane) ont
été testés. Le coagulant le plus performant en termes de pourcentages d’abattement de
la DCO était le DBO5 avec un taux de 60 %.
• Les concentrations de chlorure ferrique variaient de 2 mL/L à 3 mL/L et de 20 g/L pour
la chaux. Le taux d’abattement de la DCO augmentait linéairement en fonction de la
dose de coagulant et floculant.
Le procédé d’EC pour traiter l’effluent, a permis d’évaluer l’effet de certains paramètres tels
que le type d’anode, l’intensité du courant, le temps de traitement, la concentration et le type
d’électrolyte ainsi que la variation de la concentration initiale de l’effluent traité. Dans cette
étude, trois anodes ont été testées (fer, aluminium, inox). L’électrode la plus performante en
termes de pourcentages d’abattement de la DCO était l’aluminium avec un taux de 40 %. Les
densités de courant testées variaient de 1 A/cm2 à 3 A/cm2. Le taux d’abattement de la DCO
augmentait linéairement en fonction de la densité de courant. En raison de l’importance du coût
du procédé, le choix de l’intensité permettant une élimination importante de la matière
organique et une consommation d’énergie moindre s’est porté vers 8 A.
Les adsorbant tels que bois, argile, et cactus ont été testés afin de diminuer la conductivité
et de générer des transferts indirects. Le mélange des adsorbants avec le sable a permis de
donner de meilleur taux d’abattement en termes d’élimination de la matière organique. Cette
première étude a permis d’établir les meilleures conditions de traitement par le procédé de
filtration horizontal avec un temps de contact de 7 min.
Les résultats obtenus dans le traitement biologique permettent aussi d’obtenir des résultats
très important en termes de d’abattement de l’azote, DBO5 et ammonium. En effet, les
mécanismes réactionnels survenant pendant le traitement sont différents des autres procédés.
Pendant TB, l’utilisation de la meilleure injection d’oxygène a entrainé des réactions directes
et indirectes pour une durée de 7 jours. Cependant l’enlèvement de la DBO5 (45 %) et de la
DCO (12%) était plus faible. Les meilleures conditions ayant permis l’obtention de ces
résultats étaient l’utilisation de 3,3 L/min d’oxygène pendant 7 jours.
Après le prétraitement par TB, l’effluent obtenu a été utilisé pour alimenter le réacteur
de traitement CF suivi par filtration. La concentration et le temps de
traitement ont été réévalués en se basant sur les meilleures conditions de traitement
déterminés lors de l’application des procédés seul. Les composés présents majoritairement
dans l’effluent sont éliminés. Dans ces conditions opératoires, le couplage TB-CF-TF a
permis d’atteindre des taux d’abattement satisfaisants notamment pour la turbidité (94%), la
DCO (96%), et le phosphore total (97%). Il est important de souligner que les performances
132
épuratoires en termes d’élimination des polluants obtenues avec le couplage étaient plus
importantes que celles obtenues lorsque le procédé d’CF seul est utilisé.
Les différents couplages utilisés dans ce travail ont montré leur efficacité dans
l’élimination de la matière organique et inorganique. Il serait souhaitable de tester ces
traitements sur d’autres effluents telles que les eaux industrielles, domestiques et également sur
d’autres effluents complexes comme les margines.
D’autres perspectives sont envisageables à savoir :
• Des études approfondies pour déterminer l’influence de chaque procédé sur d’autres
selon son emplacement dans la filière de traitement.
• Autres facteurs peuvent être intégrés lors de l’optimisation (débit, condition climatique,
etc.).
• Les biogaz issus des déchets constituent une biomasse organique qui peut être utilisée
pour co-générer une part de l’énergie électrique nécessaire au fonctionnement de la
STEP.
• Améliorer le rendement énergétique du site pour parvenir à un niveau maximal
d’autonomie.
• Réaliser une campagne d’échantillonnage plus ciblée avec une fréquence de mesure
entrée/sortie adaptée, et une bonne caractérisation de l’effluent à l’entrée des réacteurs
biologiques est à mettre en place pour évaluer et améliorer les prédictions de traitement.
• Réaliser une étude comparative des systèmes d’aération pour choisir un système de haut
rendement d’oxygénation et effectuer une étude ayant pour but de vérifier la faisabilité
technique de ce changement de technologie et son intérêt économique.
• En complément de mesures entrée/sortie, les paramètres de conversion biologique tels
que les taux spécifiques de croissance des hétérotrophes et autotrophes µH et µA , leurs
taux de décès bH et bA ou leurs taux de rendement aérobies YA et YH sont
déterminables en appliquant des méthodes et des protocoles dédiés.
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150
ANNEXES
Annexe 1 : Normes nationale et international des rejets
Valeurs Limites Générales de Rejet applicable aux déversements deseaux usées ne disposant pas des
Valeurs Limites Spécifques de rejet
Annexe 2 : Relations de calcule de réacteur biologique
Les équations de base pour la réduction d’un substrat carboné dans un réacteur aérobie
complètement mélangé avec recirculation des boues et déshydratation des boues sur place
sont présentées ci-dessous.
Concentration de substrat soluble à l’effluent (mg DCO/L)
151
Concentration de la biomasse active (mg MVES/L)
Âge des boues (j)
Masse de matières volatiles produites (incluant les non biodégradables à l’affluent) ( kg
MVES/j)
Le bilan ci-dessus porte uniquement sur les matières volatiles. Pour connaître la
concentration ou la masse totale de solides en suspension dans le réacteur ainsi que la
production de boues, il faut également effectuer un bilan des matières inertes en
suspension, qui peut s’exprimer de la façon suivante lorsque le réacteur est à l’équilibre :
Le rapport DBO/DBO5 généralement admis pour des eaux usées d’origine domestique est
de l’ordre de 1,5. Des valeurs typiques des paramètres cinétiques et des coefficients pour
le traitement des eaux usées domestiques sont présentées dans le tableau suivant :
Coefficients cinétiques
152
Annexe 3 : Test de Fisher-Snedecor