N° 3416 THESE - g-concours-admin.um5.ac.ma

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


Pr. Najoua LABJAR PH, École Nationale Supérieure d’Arts et Métiers,

Université Mohammed V, Rabat


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

http://www.fsr.ac.ma/vue-accordion-doc

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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

57

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

https://fr.wikipedia.org/wiki/Argile

https://fr.wikipedia.org/wiki/Mati%C3%A8re_organique

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


électrocoagulation et coagulation-floculation par

Fe2(SO4)3.

5,87 33,1 336


électrocoagulation et précipitation par la chaux. 11,02 26,3 46,3


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


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


pH a 25 °C Unité de pH 8,4 7,33


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


pH à 25 °C Unité de pH 8,4 7,3


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

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