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TRANSCRIPT
Universiteacute du Queacutebec
Institut National de la Recherche Scientifique
Centre Eau Terre Environnement
COMBINAISON DES PROCEacuteDEacuteS DE BIOFILTRATION ET
DrsquoEacuteLECTROCOAGULATION POUR LE TRAITEMENT DES LIXIVIATS
DES SITES DrsquoENFOUISSEMENT SANITAIRES
Par
Oumar Dia
Thegravese preacutesenteacutee pour lrsquoobtention
du grade de Philosophiae doctor (PhD)
en sciences de lrsquoeau
Jury drsquoeacutevaluation
Examinateur externe Paul Lessard
Universiteacute Laval
Examinatrice externe Ceacuteline Vaneeckhaute
Universiteacute Laval
Examinateur interne Rajeshwar Dayal Tyagi
INRS-ETE
Directeur de recherche Patrick Drogui
INRS-ETE
Codirecteur de recherche Gerardo Buelna
CRIQ
copy Droits reacuteserveacutes drsquoOumar Dia 2017
i
REMERCIEMENTS
Je tiens agrave remercier vivement le Pr Patrick Drogui pour lrsquoopportuniteacute qursquoil mrsquoa offert de reacutealiser
mon projet doctoral au sein de son eacutequipe Il a su mrsquoencourager et mrsquoapporter tout son soutien
pour la reacuteussite de ce projet Je remercie eacutegalement mon codirecteur de recherche Dr Gerardo
Buelna ainsi que mon superviseur M Rino Dubeacute pour leur implication et leur conseil durant les
reacuteunions de suivi des travaux de ma thegravese Mes remerciements aux membres du jury drsquoeacutevaluation
agrave savoir Pr Paul Lessard (examinateur externe) Pr Ceacuteline Vaneeckhaute (examinatrice externe)
Pr Rajeshwar Dayal Tyagi (examinateur interne) pour leur disponibiliteacute et leurs commentaires et
suggestions pour ameacuteliorer la qualiteacute du preacutesent manuscrit
Je remercie eacutegalement les organismes subventionnaires et partenaires industriels (CRIQ
CRIBIQ E2METRIX GESTERRA et MITACS) qui ont apporteacute un soutien financier technique
et logistique consideacuterable pour la reacuteussite de ce projet
Je suis tregraves reconnaissant envers toutes les personnes qui mrsquoont apporteacute leur aide durant mes
travaux de recherche A cet effet je remercie particuliegraverement M Jean Nadeau M Marc Genest
et M Louis Harvey qui mrsquoont apporteacute un soutien logistique consideacuterable lors de mes campagnes
drsquoeacutechantillonnage et pendant mes travaux au CRIQ Par le biais de M Stefane Preacutemont je tiens agrave
remercier lrsquoensemble du personnel des laboratoires de lrsquoINRS-ETE pour leur aide et conseils qui
mrsquoont eacuteteacute tregraves utiles pour les analyses de mes eacutechantillons Merci eacutegalement agrave M Jean-Daniel
Bourgault et le personnel de la bibliothegraveque INRS-ETE pour leur aide tout au long de ma thegravese
Mes remerciements vont agrave lrsquoeacutegard de M Mohamed Laaroussi qui travers la compagnie
E2metrix a apporteacute un soutien technique et financier consideacuterable pour la reacuteussite de ce projet
ii
Jrsquoadresse eacutegalement mes remerciements agrave lrsquoensemble de mes amis et particuliegraverement mes
collegravegues de travail comme Mehdi Zolfaghari Anne Carabin Julien Mocellin Yassine Ouarda
Ahmed Dirany Nam Tran Isbath Sanni Aiumlda Dasilva Karama Jardak Nouha Klai Jrsquoadresse
une mention speacuteciale agrave Stephanie Joseph qui a travailleacute avec moi sur ce projet dans le cadre de
son stage de Master II
Mes remerciements vont envers toute ma famille et particuliegraverement agrave ma megravere Khadidiatou Ba
et ma tante Dieynaba Ba qui mrsquoont apporteacute un soutien inestimable sur tous les plans
Je deacutedie ce travail agrave la meacutemoire de ma grand-megravere feu RACKY BA qui nous a quitteacute pendant ma
peacuteriode de thegravese au Canada
iii
AVANT-PROPOS
Dans le but de preacuteserver la qualiteacute des plans drsquoeau avoisinants un site drsquoenfouissement il est
neacutecessaire de collecter et de traiter convenablement les lixiviats issus de la deacutecharge Cependant
vu la nature complexe de ces lixiviats et les normes strictes de rejets auxquelles ils sont
assujettis leur traitement constitue un deacutefi majeur pour les exploitants des sites drsquoenfouissement
Fort de ce constat nous proposons agrave travers cette preacutesente eacutetude de recherche une approche de
combinaison technologique qui mettra en synergie les proceacutedeacutes de biofiltration et
drsquoeacutelectrocoagulation pour un traitement efficace des lixiviats Ce manuscrit est composeacute de six
chapitres
Le chapitre 1 fait lrsquoobjet de la synthegravese globale des travaux reacutealiseacutes Il est constitueacute drsquoune bregraveve
revue de litteacuterature sur les lixiviats et leurs meacutethodes de traitement Une attention particuliegravere est
porteacutee sur les proceacutedeacutes de biofiltration et drsquoeacutelectrocoagulation Sont eacutegalement exposeacutes dans ce
chapitre la probleacutematique de lrsquoeacutetude les hypothegraveses les objectifs la deacutemarche expeacuterimentale le
mateacuteriel et les meacutethodes analytiques ainsi le reacutesumeacute des principaux reacutesultats obtenus lors de cette
eacutetude
Dans le chapitre 2 on y retrouve une revue de litteacuterature eacutelargie reacutealiseacutee sur le traitement des
lixiviats avec lrsquoutilisation des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques (eacutelectrocoagulation eacutelectro-oxydation
et eacutelectro-Fenton) et leurs combinaisons avec des proceacutedeacutes biologiques Ces travaux ont eacuteteacute
publieacutes sous forme drsquoarticle revue agrave la Revue des Sciences de lrsquoEau Oumar Dia Patrick
Drogui Rino Dubeacute et Gerardo Buelna (2016) Utilisation des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et
leurs combinaisons avec les proceacutedeacutes biologiques pour le traitement des lixiviats de sites
iv
denfouissement sanitaires - revue de litteacuterature Revue des Sciences de leau 29 63-89
DOI 1072021035717ar
Le chapitre 3 traite le sceacutenario 1 qui consistait agrave installer le proceacutedeacute de biofiltration avant le
proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation Ces travaux sont en lien avec les objectifs speacutecifiques 1 2 et 3
de la thegravese Une eacutelectrode agrave base de magneacutesium a eacuteteacute utiliseacutee lors des expeacuteriences
drsquoeacutelectrocoagulation Les performances des deux proceacutedeacutes ont eacuteteacute eacutevalueacutees et discuteacutees dans ce
chapitre Certaines observations faites avec lrsquoutilisation de lrsquoanode en magneacutesium (sensibiliteacute agrave
lrsquoalcaliniteacute et hausse du pH) ont eacutegalement eacuteteacute eacutetudieacutees afin drsquoy amener des eacuteleacutements de reacuteponse
Les reacutesultats de ces travaux ont eacuteteacute publieacutes dans le journal of Environmental Management
Oumar Dia Patrick Drogui Rino Dubeacute and Gerardo Buelna (2016) Coupling biofiltration
process and electrocoagulation using magnesium-based anode for the treatment of landfill
leachate Journal of Environmental Management 181 477-483 DOI
101016jjenvman201606067
A la suite des probleacutematiques rencontreacutees avec lrsquoutilisation de lrsquoanode agrave base de magneacutesium des
anodes plus conventionnelles telles que lrsquoaluminium et le fer ont eacuteteacute expeacuterimenteacutees pour
lrsquoeacutelectrocoagulation du lixiviat bio-filtreacute Lors de ces expeacuteriences une attention particuliegravere est
porteacutee sur lrsquoeacutelimination de la matiegravere organique De ce fait la matiegravere organique dissoute est
fractionneacutee en 3 groupes (acides humiques acides fulviques et composeacutes hydrophiles) et les
performances de lrsquoeacutelectrocoagulation ont eacuteteacute eacutevalueacutees agrave lrsquoeacutegard de chaque fraction organique
Ces travaux ont permis de reacutepondre aux objectifs speacutecifiques 3 et 4 Ils ont eacutegalement fait
lrsquoobjet du chapitres 4 et ont eacuteteacute publieacutes dans le journal Chemosphere Oumar Dia Patrick
Drogui Rino Dubeacute Gerardo Buelna Ben Salah Ihsen (2016) Electrocoagulation of bio-
v
filtrated landfill leachate fractionating of organic matter and influence of anode materials
Chemosphere 168 1136-1141 DOI 101016jchemosphere201610092
Le chapitre 5 adresse la probleacutematique de la reacuteduction eacutelectrochimique des ions nitrates en
ammonium Ce pheacutenomegravene a eacuteteacute constateacute dans le cadre de lrsquoeacutetude du sceacutenario 1 lors de
lrsquoeacutelectrocoagulation du lixiviat bio-filtreacute Pour reacutesoudre cette probleacutematique diffeacuterentes cathodes
ont eacuteteacute expeacuterimenteacutees afin drsquoidentifier sur quelle(s) cathode(s) cette reacuteaction indeacutesirable peut ecirctre
limiteacutee Les effets de la surface cathodique et de lrsquointensiteacute appliqueacutee ont eacuteteacute eacutegalement
investigueacutes Ces travaux reacutepondent une partie de lrsquoobjectif speacutecifique 2 et ont fait lobjet drsquoun
article soumis au Journal Separation and Purification technology Oumar Dia Stephanie
Joseph Patrick Drogui Gerardo Buelna and Rino Dubeacute (2017) Strategical approach to
prevent ammonia formation during electrocoagulation of landfill leachate obtained from a
biofiltration process Journal of Separation and Purification technology
Enfin le chapitre 6 srsquointeacuteresse agrave lrsquoeacutetude du sceacutenario 2 qui consistait agrave installer le proceacutedeacute
drsquoeacutelectrocoagulation avant la biofiltration Lors de cette eacutetude nous avons pu eacutevaluer lrsquoimpact
de lrsquoEC sur le traitement biologique ainsi que les performances de chaque proceacutedeacute en termes
drsquoenlegravevement de la matiegravere organique dissoute et particulaire de lrsquoazote ammoniacal du
phosphore des meacutetaux etc Ces travaux sont en lien avec les objectifs speacutecifiques 1 2 3 et
4 Ils ont eacutegalement fait lrsquoobjet drsquoun article soumis au journal Waste Management Oumar
Dia Patrick Drogui Rino Dubeacute and Gerardo Buelna (2017) Treatment of landfill leachate
using a hybrid process combining electrocoagulation and biofiltration Waste Management
vii
REacuteSUMEacute
Une forte croissance deacutemographique et eacuteconomique constateacutee ces derniegraveres deacutecennies agrave travers
le monde a entraicircneacute une production importante de diffeacuterentes sortes de deacutechets A lrsquoheure
actuelle lrsquoenfouissement est encore la meacutethode la plus utiliseacutee pour la gestion des deacutechets
meacutenagers Un des inconveacutenients majeurs lieacutes agrave lrsquoenfouissement est la production de lixiviats
chargeacutes en contaminants organiques inorganiques et microbiens susceptibles de polluer les eaux
souterraines et les eaux de surface srsquoils ne sont pas convenablement capteacutes et traiteacutes Vu la
complexiteacute de ces lixiviats et les normes environnementales de plus en plus exigeantes il est
difficile de les eacutepurer en utilisant uniquement une seule technologie de traitement Un couplage
de diffeacuterents proceacutedeacutes de traitement est souvent requis pour traiter de faccedilon efficace les lixiviats
et de maniegravere agrave se conformer aux strictes normes de rejet auxquelles ils sont soumis
Dans cette preacutesente eacutetude les proceacutedeacutes de biofiltration (BF) et drsquoeacutelectrocoagulation (EC) sont
mis en synergie pour un traitement efficace des lixiviats Toutefois la combinaison de ces deux
proceacutedeacutes suscite de nombreuses incertitudes technologiques qui ne sont pas clairement adresseacutees
dans la litteacuterature Lrsquoobjectif de cette eacutetude sera alors drsquoeacutevaluer les performances de chaque
proceacutedeacute et drsquoeacutetudier son impact sur le proceacutedeacute subseacutequent selon sa position dans la filiegravere de
traitement Pour cela deux sceacutenarios ont eacuteteacute deacutefinis le sceacutenario 1 consiste agrave positionner la BF
avant lrsquoEC tandis que dans le sceacutenario 2 lrsquoEC est placeacutee avant la BF
Les reacutesultats du sceacutenario 1 ont montreacute que la BF est tregraves efficace en termes drsquoabattement du NH4
(94 plusmn 9) de la DBO5 (94 plusmn 8) de la turbiditeacute (95 plusmn 11) et du phosphore (98 plusmn 16) avec
des concentrations initiales respectives de 342 plusmn 64 mg NL 70 plusmn 38 mg O2L 107 plusmn 65 NTU
233 plusmn 14 mg P-PO4L Cependant en raison drsquoune forte proportion de substances humiques
viii
dans le lixiviat un faible taux drsquoabattement de la DCO (lt 20) a eacuteteacute enregistreacute (DCOo = 765 plusmn
143 mg O2L) Des expeacuteriences de fractionnement de la matiegravere organique dissoute (MOD) ont
reacuteveacuteleacute qursquoapregraves BF 53 des composeacutes hydrophiles (Hyl) sont eacutelimineacutes tandis que les taux
drsquoabattement des acides fulviques (AF) et acides humiques (AH) eacutetaient de 29 et 0
respectivement Le traitement subseacutequent drsquoEC a permis drsquoenlever 53 de la DCO reacutesiduelle en
utilisant une anode en magneacutesium avec une densiteacute de courant de 10 mAcm2 pendant 30 min
Cependant les performances de lrsquoEC eacutetaient neacutegativement influenceacutees par la preacutesence
drsquoalcaliniteacute et lrsquoutilisation du Mg entrainait une augmentation significative du pH apregraves EC (pH
gt 10) Par la suite des anodes plus conventionnelles (Al et Fe) ont eacuteteacute expeacuterimenteacutees Ces
derniegraveres moins sensibles agrave lrsquoalcaliniteacute et agrave la hausse du pH ont permis drsquoeacuteliminer 65 agrave 70 de
la DCO reacutefractaire en imposant des densiteacutes de courant variant de 8 agrave 10 mAcm2 pendant 20
min Le fractionnement de la MOD a reacuteveacuteleacute que les AH sont totalement eacutelimineacutes apregraves EC tandis
que les AF et Hyl eacutetaient partiellement eacutelimineacutes avec des taux drsquoabattement du COT variant de
57 agrave 60 et 37 agrave 46 respectivement
Une reacuteduction eacutelectrochimique des nitrates en ammonium a eacuteteacute observeacutee lors de lrsquoEC du lixiviat
bio-filtreacute Dans lrsquooptique de minimiser la reacuteduction des nitrates en ammonium diffeacuterentes
cathodes ont eacuteteacute eacutetudieacutees (Al Fe Inox Cu et TiPt) Parmi elles le titane platineacute est la cathode
qui produisait moins drsquoammonium (lt 3 mg NL) en raison de sa faible surtension drsquohydrogegravene (-
095 V Vs AgCl) La formation de NH4 peut ecirctre aussi minimiseacutee en reacuteduisant la surface de la
cathode et la densiteacute de courant Cependant la diminution de la surface cathodique et de la
densiteacute de courant conduit agrave une diminution de lrsquoabattement de la DCO
Concernant le sceacutenario 2 les conditions opeacuteratoires retenues pour lrsquoEC du lixiviat brut avec une
anode en Al sont i = 8 mAcm2 et t = 20 min Dans ces conditions opeacuteratoires 37 plusmn 2
ix
drsquoabattement de la DCO a eacuteteacute enregistreacute avec une concentration initiale de 1522 mg O2L Cette
DCO est principalement composeacutee de DCO particulaire et la fraction des AH Pour les autres
polluants lrsquoEC a permis drsquoatteindre des taux drsquoabattement satisfaisants notamment pour la
turbiditeacute (82 plusmn 9) la couleur vraie (60 plusmn 12) le zinc (95 plusmn 3) et le phosphore total (82 plusmn
5) avec des concentrations initiales respectives de 178 plusmn 54 NTU 1620 plusmn 420 UCV 146 plusmn 006
mgL 489 plusmn 036 mg P-PO4L Concernant le traitement subseacutequent de BF le processus de
nitrification nrsquoa pas eacuteteacute affecteacute par la faible teneur en phosphore (09 plusmn 027 mg PL) et les
concentrations reacutesiduelles drsquoions Al3+
(125 plusmn 076 mgL) dans le lixiviat eacutelectro-coaguleacute Une
eacutelimination quasi-totale (99) de lrsquoazote ammoniacal a eacuteteacute obtenue avec une concentration
initiale moyenne de 595 plusmn 50 mg NL En revanche 42 plusmn 7 drsquoabattement de la DCO reacutesiduelle
a eacuteteacute enregistreacute
Une eacutetude technico-eacuteconomique sommaire a permis drsquoestimer les coucircts drsquoexploitation agrave 184 et
158 $CAD par m3 de lixiviat traiteacute pour les sceacutenarios 1 et 2 respectivement Ces coucircts obtenus
avec une utilisation drsquoanode en Al prennent en compte lrsquoaeacuteration du biofiltre le renouvellement
des anodes la consommation eacutenergeacutetique le remplacement du meacutedia filtrant et le traitement des
reacutesidus meacutetalliques
En deacutepit des incertitudes technologiques associeacutees agrave ce couplage (reacuteduction eacutelectrochimique des
nitrates en ammonium carence en phosphore preacutesence de meacutetaux reacutesiduels) nous avons
deacutemonteacute agrave travers cette eacutetude qursquoil est techniquement possible et eacuteconomiquement rentable de
coupler les proceacutedeacutes de BF et drsquoEC afin de traiter efficacement les lixiviats et de rencontrer les
normes strictes de rejet
xi
ABSTRACT
A fast economical and demographical growth of the last decades leads to a massive production
of all kind of wastes across the globe Currently landfilling is still the most common method
used to manage household wastes One of the drawbacks linked to landfilling is the production of
landfill leachates carrying several organic inorganic and microbial pollutants which can
contaminate the groundwater and surface water if they are not properly captured and treated
Given the complexity of these effluents and the strict discharge standards it is very challenging
to treat them by using a single treatment technology A combination of different technologies is
often required in order to treat efficiently the landfill leachates and to comply with the strict
discharge standards to which they are subjected
In this present study biofiltration (BF) and electrocoagulation (EC) processes are put into
synergy to treat efficiently the landfill leachates However this combination has several
technological uncertainties which are not fully addressed in the literature The main purpose of
this study was then to evaluate the performance of each process and to study its impact on the
other process depending on its position in the treatment line To do so two scenarios had been
defined scenario 1 consists to place the BF before EC while in the scenario 2 EC is positioned
before the BF
The results from the scenario 1 showed a very good efficiency of BF process for the removal of
NH4 (94 plusmn 9) BOD5 (94 plusmn 8) turbidity (95 plusmn 11) and phosphorus (98 plusmn 16) with initial
concentrations of 342 plusmn 64 mg NL 70 plusmn 38 mg O2L 107 plusmn 65 NTU 233 plusmn 14 mg P-PO4L
respectively However due to the high proportion of humic substances in the landfill leachate a
low COD removal was recorded (lt 20) (CODo = 765 plusmn 143 mg O2L) Experiments from the
xii
fractionation of dissolved organic matter (DOM) had revealed that after BF 53 of hydrophilic
compounds (Hyl) was removed while the removal rate of fulvic acids (FA) and humic acids
(HA) was 29 and 0 respectively The subsequent EC treatment had allowed removing 53
of the residual COD by using a magnesium based-anode and applying a current density of 10
mAcm2 for 30 min However the efficiency of EC treatment was negatively impacted by the
presence of alkalinity and the use of Mg caused a significant increase of the pH after EC (pH gt
10) Later on more convention anodes (Al and Fe) had been experimented These anodes were
less sensitive to the presence of alkalinity and induced less increase in pH They allowed
reducing the residual refractory COD by 65-70 by imposing a current densities ranging from 8
to 10 mAcm2 The fractionation of DOM showed a complete elimination of HA fraction after
EC Regarding to FA and Hyl fractions their removal rate in terms of TOC were varying from
57 to 60 and 37 to 46 respectively
A phenomenon of electrochemical reduction of nitrate into ammonia had been noticed during the
EC of bio-filtrated landfill leachate To tackle this issue different cathodes materials had been
experimented (Al Fe Stainless steel Cu and TiPt) in order to limit the ammonia formation
Among these cathodes the platinized titanium produced less amount of ammonia (lt 3 mg NL)
because of its low hydrogen overpotential (- 095 V Vs AgCl) The NH4 formation can also be
minimized by reducing both the cathodic surface area and the cathodic current density but COD
removal was negatively impacted
Regarding the scenario 2 the chosen operating conditions for the EC of raw landfill leachate
were i = 8 mAcm2 and t = 20 min Under these conditions 37 plusmn 2 removal of COD was
recorded with an initial concentration of 1522 mg O2L This removed COD was mainly
attributed to the insoluble COD and the HA fraction Concerning the other pollutants the EC
xiii
process showed satisfactory results in terms of turbidity removal (82 plusmn 9) true color (60 plusmn
12) zinc (95 plusmn 3) and phosphorus (82 plusmn 5) with initial concentrations of 178 plusmn 54 NTU
1620 plusmn 420 TCU 146 plusmn 006 mgL 489 plusmn 036 mg P-PO4L respectively Despite the low
phosphorus concentration (09 plusmn 027 mg PL) and the significant amount of residual Al3+
(125 plusmn
076 mgL) in the electro-coagulated landfill leachate the subsequent BF treatment had allowed
to remove over 99 of ammonia with an average initial concentration of 595 plusmn 50 mg NL
However 42 plusmn 7 of COD removal was recorded after the BF treatment
The operating costs of the process had been estimated after a summary economical study By
considering Al as sacrificial anode the operating costs were evaluated at 184 and 158 $CAD
per m3 of treated landfill leachate for the scenarios 1 and 2 respectively These costs take account
the aeration of the biofilter the renewal of the anode material and bio-filter media the energy
consumption and the EC sludge treatment
Despite the technological uncertainties linked to this coupling it had been shown through this
study that it is technically feasible and economically viable to combine BF and EC processes in
order to treat efficiently the landfill leachate and comply with the strict discharge standards
xv
TABLE DES MATIEgraveRES
CHAPITRE 1 1
1 SYNTHEgraveSE 3
11 INTRODUCTION 3
12 SYNTHEgraveSE BIBLIOGRAPHIQUE 5
121 Caracteacuteristiques des lixiviats 5
122 Les proceacutedeacutes de traitement des lixiviats 11
123 Le proceacutedeacute de biofiltration 14
124 Le proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation 21
125 Combinaison des proceacutedeacutes biologiques et drsquoeacutelectrocoagulation 29
13 PROBLEacuteMATIQUE HYPOTHEgraveSES OBJECTIFS ET ORIGINALITEacute 33
131 Contexte et Probleacutematique 33
132 Hypothegraveses 35
133 Objectifs 39
134 Originaliteacute 41
14 DEacuteMARCHE MEacuteTHODOLOGIQUE 43
141 Caracteacuterisation du lixiviat brut 43
142 Eacutetude du sceacutenario 1 BF suivie drsquoEC 43
143 Eacutetude du sceacutenario 2 EC suivie de la BF 45
144 Eacutetude technico-eacuteconomique 47
15 MATEacuteRIEL ET MEacuteTHODES 49
151 Dispositifs expeacuterimentaux 49
152 Les sites drsquoenfouissements et les lixiviats bruts 58
153 Les meacutethodes analytiques 59
154 Calcul des coucircts drsquoexploitation du proceacutedeacute 66
xvi
16 PRINCIPAUX REacuteSULTATS ET DISCUSSION 69
161 Combinaison des proceacutedeacutes de biofiltration et drsquoeacutelectrocoagulation utilisant une anode agrave base de
magneacutesium pour le traitement des lixiviats des sites drsquoenfouissement (Chapitre 3) 69
162 Eacutelectrocoagulation drsquoun lixiviat bio-filtreacute Fractionnement de la matiegravere organique et influence du
type drsquoanode (Chapitre 4) 73
163 Approche strateacutegique pour limiter la formation de lrsquoazote ammoniacal pendant lrsquoeacutelectrocoagulation
drsquoun lixiviat obtenu apregraves biofiltration (Chapitre 5) 75
164 Utilisation drsquoun proceacutedeacute hybride combinant lrsquoeacutelectrocoagulation et la biofiltration pour le traitement
des lixiviats de sites drsquoenfouissement (Chapitre 6) 79
165 Eacutetude technico eacuteconomique du proceacutedeacute 83
17 CONCLUSIONS GEacuteNEacuteRALES 89
171 Les limites de lrsquoeacutetude 92
172 Recommandations pour les travaux futurs 94
18 REacuteFEacuteRENCES 95
CHAPITRE 2 113
2 UTILISATION DES PROCEDES ELECTROCHIMIQUES ET LEURS COMBINAISONS
AVEC LES PROCEDES BIOLOGIQUES POUR LE TRAITEMENT DES LIXIVIATS DE SITES
DrsquoENFOUISSEMENT SANITAIRES ndash REVUE DE LITTERATURE 115
21 REacuteSUMEacute 115
22 MOTS CLES 116
23 INTRODUCTION 117
24 CARACTERISTIQUES DES LIXIVIATS DE SITES DrsquoENFOUISSEMENT 121
25 PROCEDE DrsquoELECTRO-OXYDATION 127
26 PROCEDE DrsquoELECTRO-FENTON 135
27 PROCEDE DrsquoELECTROCOAGULATION 145
28 AVANTAGES ET INCONVENIENTS DES PROCEDES ELECTROCHIMIQUES 155
xvii
29 COMBINAISON DES PROCEDES ELECTROCHIMIQUES ET BIOLOGIQUES POUR LE TRAITEMENT DES
LIXIVIATS DE SITES DrsquoENFOUISSEMENT 159
291 Couplage eacutelectro-oxydation et traitement biologique 160
292 Combinaison eacutelectro-Fenton et traitement biologique 164
293 Combinaison eacutelectrocoagulation et traitement biologique 167
294 Couplage des autres proceacutedeacutes eacutelectrochimiques avec un traitement biologique 168
295 Tendances futures et perspectives des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et leur couplage avec les proceacutedeacutes
biologiques 171
210 CONCLUSION 177
211 REMERCIEMENTS 178
212 REFERENCES 179
CHAPITRE 3 199
3 COUPLING BIOFILTRATION PROCESS AND ELECTROCOAGULATION USING
MAGNESIUM-BASED ANODE FOR THE TREATMENT OF LANDFILL LEACHATE 201
31 ABSTRACT 201
32 KEYWORDS 202
33 INTRODUCTION 202
34 MATERIALS AND METHODS 205
341 Landfill leachate 205
342 Biofiltration experimental unit 205
343 Electrochemical cell 206
344 Analytical details 207
35 RESULTS AND DISCUSSION 209
351 Characteristics of raw landfill leachate 209
352 Treatment of landfill leachate using biofiltration (BF) process 210
353 Electrocoagulation (EC) of landfill leachate obtained from the biofiltration process 220
36 CONCLUSION 230
xviii
37 AKNOWLEDGEMENTS 231
38 REacuteFEacuteRENCES 233
CHAPITRE 4 239
4 ELECTROCOAGULATION OF BIOFILTRATED LANDFILL LEACHATE INFLUENCE OF
ANODE MATERIALS AND FRACTIONATION OF DISSOLVED ORGANIC MATTER 241
41 ABSTRACT 241
42 KEYWORDS 242
43 INTRODUCTION 242
44 MATERIALS AND METHODS 245
441 Characteristics of bio-filtrated landfill leachate 245
442 Electrocoagulation reactor 245
443 Characterization of organic matter 246
444 Analytical methods 248
45 RESULTS AND DISCUSSION 249
451 Bio-filtrated landfill leachate characteristics 249
452 EC of bio-filtrated landfill leachate 252
453 Partition of organic compounds after electrocoagulation 254
454 Specific absorbance at 254 nm 259
46 CONCLUSION 260
47 ACKNOWLEDGEMENTS 261
48 REFERENCES 263
CHAPITRE 5 269
5 STRATEGICAL APPROACH TO PREVENT AMMONIA FORMATION DURING
ELECTROCOAGULATION OF LANDFILL LEACHATE OBTAINED FROM A BIOFILTRATION
PROCESS 271
51 ABSTRACT 271
xix
52 KEYWORDS 271
53 INTRODUCTION 272
54 MATERIAL AND METHODS 274
541 Linear voltammetry 274
542 Electrocoagulation experiments 275
543 Analysis 277
55 RESULTS AND DISCUSSION 277
551 Electrochemical behavior of nitrate on different cathodes 277
552 Electrocoagulation of the synthetic solution 280
553 Electrocoagulation of the bio-filtrated landfill leachate 283
554 Influence of cathodic area on ammonia formation 286
56 CONCLUSION 291
57 ACKNOWLEDGEMENTS 291
58 REFERENCES 293
CHAPITRE 6 301
6 TREATMENT OF LANDFILL LEACHATE USING A HYBRID PROCESS COMBINING
ELECTROCOAGULATION AND BIOFILTRATION 303
61 ABSTRACT 303
62 KEYWORDS 304
63 INTRODUCTION 304
64 MATERIAL AND METHODS 306
641 The raw landfill leachate 306
642 EC setup 307
643 Biofiltration unit 309
644 Analytical methods 309
65 RESULTS AND DISCUSSION 311
651 Electrocoagulation of raw landfill leachate 311
xx
652 Biofiltration 317
66 CONCLUSION 324
67 ACKNOWLEDGES 325
68 REFERENCES 327
7 ANNEXES 335
xxi
LISTE DES TABLEAUX
Tableau 1-1 Caracteacuteristiques de diffeacuterents lixiviats en fonction de lrsquoacircge de la deacutecharge 7
Tableau 1-2 Concentrations des meacutetaux lourds dans les lixiviats 9
Tableau 1-3 Les normes de rejet des lixiviats dans lenvironnement 11
Tableau 1-4 Charges nominales hydrauliques et organiques du proceacutedeacute BIOSOR 19
Tableau 1-5 Reacutesultats de quelques eacutetudes faites sur lrsquoEC des lixiviats de site drsquoenfouissement 25
Tableau 1-6 Coucircts des meacutetaux composant les diffeacuterentes anodes utiliseacutees 67
Tableau 1-7 Calcul des coucircts dexploitation pour les sceacutenarios 1 et 2 85
Tableau 2-1 Caracteacuteristiques de diffeacuterents lixiviats en fonction de lrsquoacircge de la deacutecharge 123
Tableau 2-2 Concentrations des meacutetaux lourds dans les lixiviats (Kjeldsen et al 2002) 126
Tableau 2-3 Reacutesumeacute des reacutesultats de quelques eacutetudes sur lrsquoeacutelectro-oxydation des lixiviats de site
drsquoenfouissement 133
Tableau 2-4 Reacutesumeacute des reacutesultats de quelques eacutetudes sur le traitement de lixiviats de site
drsquoenfouissement par eacutelectro-Fenton 139
Tableau 2-5 Reacutesultats de quelques eacutetudes faites sur lrsquoEC des lixiviats de site drsquoenfouissement 148
Tableau 2-6 Avantage et inconveacutenients des diffeacuterents proceacutedeacutes eacutelectrochimiques 157
Tableau 2-7 Reacutesultats obtenus apregraves eacutelectro-oxydation et traitement biologique des lixiviats de
site drsquoenfouissement 161
Tableau 2-8 Reacutesultats obtenus sur le couplage des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et biologiques pour
traiter les lixiviats 165
Tableau 3-1 Raw landfill leachate characteristics 210
Tableau 4-1 Bio-filtrated landfill leachate characteristics 249
Tableau 5-1 Bio-filtrated landfill leachate characteristics 276
xxii
Tableau 6-1 Raw landfill leachate characteristics and Queacutebec province discharge standards 307
Tableau 6-2 Performances of EC for the treatment of raw landfill leachate Conditions Anode =
Al j = 8 mAcm2 and t = 20 min 317
Tableau 6-3 Performances of the biofiltration treatment Ammonia load = 0055 Kg of N-
NH4m2d Hydraulic load = 008 m
3m
2d temperature = 22
C air flowrate = 5
Lmin 324
Tableau 7-1 Comparaison des performances des sceacutenarios 1 et 2 339
xxiii
LISTE DES FIGURES
Figure 1-1 Principe de fonctionnement du BIOSORMD
18
Figure 1-2 Configurations monopolaire et bipolaire des eacutelectrodes 24
Figure 1-3 Deacutemarche expeacuterimentale des travaux du sceacutenario 1 45
Figure 1-4 Composition du garnissage de la colonne de biofiltration 50
Figure 1-5 Structure scheacutematique de lrsquoinstallation de la colonne de biofiltration 51
Figure 1-6 Photographie du dispositif de biofiltration 52
Figure 1-7 Repreacutesentation scheacutematique du reacuteacteur drsquoeacutelectrocoagulation 54
Figure 1-8 Photographie du dispositif drsquoeacutelectrocoagulation 55
Figure 1-9 Reacuteacteur deacutelectrocoagulation pour leacutetude de la reacuteduction eacutelectrochimique des
nitrates 56
Figure 1-10 Dispositif expeacuterimental pour les eacutetudes voltampeacuteromeacutetriques 58
Figure 1-11 Les eacutetapes de fractionnement de la matiegravere organique des lixiviats 65
Figure 1-12 Reacutepartition des diffeacuterents coucircts dexploitation pour le sceacutenario 1 84
Figure 1-13 Reacutepartition des diffeacuterents coucircts dexploitation pour le sceacutenario 2 86
Figure 2-1 Processus doxydation directe et indirecte 127
Figure 2-2 Configurations monopolaire et bipolaire des eacutelectrodes 150
Figure 3-1 Electrochemical cell 207
Figure 3-2 NH4 concentration changes in the biofilter system (hydraulic load = 017 m3m
2d
temperature = 22C air flowrate = 5 Lmin) 213
Figure 3-3 COD changes in the biofilter (hydraulic load = 017 m3m
2d temperature = 22
C
air flowrate = 5 Lmin) 215
xxiv
Figure 3-4 COD of the Outlet with different pH of the influent with a hydraulic load of 0175
m3m
2d 216
Figure 3-5 Color of the outlet with different pH of the influent with a hydraulic load of 0175
m3m
2d 217
Figure 3-6 pH changes in the biofilter system (hydraulic load = 017 m3m
2d temperature =
22C air flowrate = 5 Lmin) 219
Figure 3-7 Influence of current density and treatment time on COD removal (working volume
= 15 L initial pH = 84 conductivity = 572 mScm cathode = stainless steel) 221
Figure 3-8 pH changes during EC process (Current density = 10 mAcm2 working volume =
15 L initial pH = 84 conductivity = 572 mScm cathode = stainless steel) 223
Figure 3-9 Bicarbonate ions concentration (A) and carbonate ions concentration (B) during EC
process (Current density = 10 mAcm2 working volume = 15 L cathode =
stainless steel) 227
Figure 3-10 pH changes during EC with different sodium bicarbonate concentrations (Current
density = 10 mAcm2 working volume = 15 L cathode = stainless steel) 228
Figure 3-11 Production magnesium hydroxides during EC process (0 5 10 15 20 and 30
minutes) for different NaHCO3 concentrations a) = no added NaHCO3 b) = 1 gL
c) = 2 gL and d) = 3 gL of NaHCO3 229
Figure 3-12 DCO changes during electrochemical treatment when different initial bicarbonate
concentrations (NaHCO3) were imposed (Current density = 10 mAcm2 working
volume = 15 L cathode = stainless steel) 230
Figure 4-1 Electrocoagulation set-up 246
Figure 4-2 Different steps for the fractionation of organic matter in landfill leachate 248
xxv
Figure 4-3 Fractionation of the bio-filtrated landfill leachate a) TOC and b) COD 251
Figure 4-4 Influence of current density and treatment time on COD removal (working volume
= 15 L initial pH = 866 anode = aluminum cathode = stainless steel) 253
Figure 4-5 Influence of current density and treatment time on COD removal (working volume
= 15 L initial pH = 894 anode = iron cathode = stainless steel) 254
Figure 4-6 TOC of different organic matter fractions before and after EC treatment a)
Aluminum anode b) Iron anode Conditions j = 10 mAcm2 for aluminum and 8
mAcm2 for iron t = 20 min cathode = stainless steel 257
Figure 4-7 COD of different organic matter fractions before and after electrocoagulation
treatment a) Aluminum anode b) Iron anode Conditions j = 10 mAcm2 for
aluminum and 8 mAcm2 for iron t = 20 min cathode = stainless steel 258
Figure 4-8 Absorbance at 254 nm of different organic fractions before and after EC treatment
Conditions j = 10 mAcm2 t = 20 min for aluminum and 8 mAcm
2 for iron t = 20
min cathode = stainless steel 260
Figure 5-1 Electrocoagulation set-up 276
Figure 5-2 Linear voltammograms of a) iron b) aluminum c) stainless steel d) copper and e)
platinum in 05 M of NaClO4 (dashed line) and 05 M of NaClO4 + 01 M of NaNO3
(full line) Room temperature and scan rate 50 mV s-1
279
Figure 5-3 Linear voltammograms of a) copper b) iron in 05 M of NaClO4 (dashed line) and
05 M of NaClO4 + 01 M of NaNO2 (full line) Room temperature and scan rate 50
mV s-1
280
Figure 5-4 Ammonia and nitrite production on different cathodes in synthetic solution of 300
mg N-NO3 L-1
Conditions intensity = 1 A and time = 30 min 282
xxvi
Figure 5-5 Ammonia and nitrite production on different cathodes in synthetic solution of 300
mg N-NO3 L-1
Conditions intensity = 2 A and time = 30 min 283
Figure 5-6 Ammonia and nitrite formation on different cathodes with BFLL of 300 mg N-NO3
L-1
Conditions intensity = 1 A and time = 30 min 286
Figure 5-7 Ammonia production (A) and COD removal (B) during EC of BFLL with different
cathode surface values Conditions NO3 = 300 mg N L-1
I = 1 A time = 30 min
cathode = SS anode = Al 289
Figure 5-8 Ammonia production (A) and COD removal (B) during EC of BFLL with different
cathode surface values Conditions NO3 = 300 mg N L-1
cathodic current density =
91 mA cm-2
time = 30 min cathode = SS anode = Al 290
Figure 6-1 Electrocoagulation set-up 308
Figure 6-2 Different steps of organic matter fractionation 311
Figure 6-3 Influence of current densities and treatment time on COD removal 313
Figure 6-4 TOC of different organic fractions before and after EC Conditions Anode = Al j
= 8 mAcm2 and t = 20 min 315
Figure 6-5 COD of different organic fractions before and after EC Conditions Anode = Al j
= 8 mAcm2 and t = 20 min 316
Figure 6-6 COD concentrations before and after biofiltration of the electro-coagulated landfill
leachate Conditions Hydraulic load = 008 m3m
2d temperature = 22
C air
flowrate = 04 Lmin 319
Figure 6-7 Fractionation of the dissolved organic matter before and after biofiltration of the
electro-coagulated landfill leachate Conditions Hydraulic load = 008 m3m
2d
temperature = 22C air flowrate = 04 Lmin 320
xxvii
Figure 6-8 Nitrogen species concentrations before and after biofiltration of the electro-
coagulated landfill leachate Conditions Ammonia load = 0055 Kg of N-NH4m2d
temperature = 22C air flowrate = 04 Lmin 322
Figure 7-1 Bilan partiel drsquoazote lors de lrsquoeacutetude du sceacutenario 1 337
Figure 7-2 Composition eacuteleacutementaire des cristaux formeacutes agrave la surface du biofiltre 338
Figure 7-3 Bilan partiel dazote avec les diffeacuterentes cathodes utiliseacutees 340
xxix
LISTE DES EacuteQUATIONS
Eacutequation 1-1 22
Eacutequation 1-2 22
Eacutequation 1-3 ( ) 22
Eacutequation 1-4 ( ) 22
Eacutequation 1-5
22
Eacutequation 1-6 ( ) ( ) ( ) 22
Eacutequation 1-7 ( ) ( ) ( ) 23
Eacutequation 1-8
36
Eacutequation 1-9
36
Eacutequation 1-10
37
Eacutequation 1-11 (
)
66
Eacutequation 1-12 (
)
67
Eacutequation 2-1 ( ) 128
Eacutequation 2-2 ( ) 128
Eacutequation 2-3 ( ) 128
Eacutequation 2-4 ( ) 128
Eacutequation 2-5
128
xxx
Eacutequation 2-6 128
Eacutequation 2-7 129
Eacutequation 2-8
135
Eacutequation 2-9
135
Eacutequation 2-10 135
Eacutequation 2-11 135
Eacutequation 2-12
135
Eacutequation 2-13 135
Eacutequation 2-14 135
Eacutequation 2-15 136
Eacutequation 2-16 - 145
Eacutequation 2-17 145
Eacutequation 2-18 ( ) 145
Eacutequation 2-19 ( ) 145
Eacutequation 2-20
145
Eacutequation 2-21 ( ) ( ) ( ) 146
Eacutequation 2-22 ( ) ( ) ( ) 146
Eacutequation 2-23 169
xxxi
Eacutequation 3-1
209
Eacutequation 3-2 (
)
(
)
212
Eacutequation 3-3
( ( )) 212
Eacutequation 3-4
218
Eacutequation 3-5
218
Eacutequation 3-6
224
Eacutequation 4-1 ( ) ( ) 244
Eacutequation 4-2 244
Eacutequation 4-3 ( ) ( ) ( ) 244
Eacutequation 5-1
272
Eacutequation 5-2
272
LISTE DES ABREacuteVIATIONS
AF Acides Humiques
AH Acides Fulviques
AGV Acides Gras volatils
BF Biofiltration
COD Carbone Organique Dissous
COT Carbone Organique Total
CRIQ Centre de Recherche Industrielle du Queacutebec
DBO5 Demande Biologique en Oxygegravene (5 jours)
BRM Bioreacuteacteur agrave Membrane
DCO Demande Chimique en Oxygegravene
DCOt Demande Chimique en Oxygegravene totale
EC Eacutelectrocoagulation
EO Eacutelectro-oxydation
EUM Eaux Useacutees Municipales
F Constante de Faraday
Hyl Composeacutes Hydrophiles
i Densiteacute de courant
I Intensiteacute eacutelectrique
INRS Institut National de la Recherche Scientifique
j Densiteacute de courant
LES Lieu drsquoEnfouissement Sanitaire
MES Matiegraveres En Suspension
MEB Microscope Electronique agrave Balayage
MO Matiegravere Organique
MOD Matiegravere Organique dissoute
POA Proceacutedeacute drsquoOxydation Avanceacutee
PSH Potentiel de surtension drsquohydrogegravene
$CAD Dollar Canadien
SUVA Specific Ultraviolet Absorbance
TA Titre Alcalimeacutetrique
TAC Titre Alcalimeacutetrique Complet
TiPt Titane platineacute
U Tension eacutelectrique
UCV Uniteacute de Couleur Vraie
US Ultrasons
V Volume
VL Voltampeacuteromeacutetrie lineacuteaire
1
Partie I
CHAPITRE 1
SYNTHESE
3
1 SYNTHEgraveSE
11 Introduction
La forte croissance eacuteconomique et deacutemographique agrave travers le monde srsquoest accompagneacutee drsquoune
production massive de deacutechets de toutes sortes A lrsquoheure actuelle lrsquoenfouissement constitue le
principal mode de gestion des deacutechets dans plusieurs pays du monde Les deacutechets enfouis
subissent divers processus de transformations chimiques et biologiques agrave lrsquointeacuterieur de la
deacutecharge (Kjeldsen et al 2002) La percolation de lrsquoeau de pluie agrave travers une deacutecharge entraicircne
la production drsquoun effluent pollueacute en matiegraveres organiques et mineacuterales appeleacute lixiviat (Lema et
al 1988) Vu lrsquoimpact neacutegatif que ces lixiviats peuvent preacutesenter pour lrsquoenvironnement une
attention particuliegravere doit ecirctre porteacutee sur ces derniers afin de preacuteserver toute intrusion dans la
nappe phreacuteatique ou la pollution des milieux aquatiques avoisinants (Lema et al 1988) La
composition physico-chimique des lixiviats varie drsquoune deacutecharge agrave une autre La teneur en
polluants des lixiviats est fortement influenceacutee par lrsquoacircge de la deacutecharge (Kjeldsen et al 2002)
Ainsi les lixiviats issus des deacutecharges laquo jeunes raquo sont caracteacuteriseacutes par une forte concentration en
matiegraveres organiques principalement biodeacutegradables (Harmsen 1983) Avec le vieillissement de
la deacutecharge on note une diminution des concentrations du lixiviat et la preacutesence de divers
composeacutes organiques reacutefractaires (Ehrig 1989) Les proceacutedeacutes biologiques sont
traditionnellement utiliseacutes pour le traitement des lixiviats Ils preacutesentent comme principal atout
lrsquoefficaciteacute agrave traiter les polluants organiques biodeacutegradables et certains polluants inorganiques
avec un coucirct eacuteconomique rentable (Kurniawan et al 2010) Cependant leur utilisation est limiteacutee
pour lrsquoeacutepuration des lixiviats ayant un pourcentage eacuteleveacute de composeacutes bio-reacutefractaires (Xiao et
al 2013) Pour faire face agrave cette probleacutematique des proceacutedeacutes physico-chimiques sont souvent
4
coupleacutes avec les proceacutedeacutes biologiques pour ameacuteliorer lrsquoeacutepuration des lixiviats Parmi drsquoautres
couplages la combinaison du proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation (EC) avec la biofiltration (BF)
srsquoemble ecirctre une approche inteacuteressante du fait de la compleacutementariteacute de ces deux proceacutedeacutes
Compareacutee agrave la coagulation chimique lrsquoEC preacutesente de nombreux avantages tels que la
geacuteneacuteration eacutelectrochimique des coagulants une emprise au sol faible une automatisation facile
une faible production de boue une faible augmentation de la saliniteacute de lrsquoeau etc (Drogui et al
2007) Cependant le couplage de ces deux proceacutedeacutes preacutesente des incertitudes technologiques
(encrassement des eacutelectrodes colmatage du meacutedia filtrant carence en phosphore preacutesence des
ions meacutetaux reacutesiduels la transformation eacutelectrochimique des nitrates en ammonium lors de lrsquoEC
etc) qui ne sont pas bien adresseacutees dans la litteacuterature actuelle
A travers ce projet de recherche nous essayerons de mesurer les performances drsquoun tel couplage
et drsquoapporter des eacuteleacutements de reacuteponse sur les incertitudes technologiques qui planent sur ce
systegraveme de traitement
5
12 Synthegravese bibliographique
121 Caracteacuteristiques des lixiviats
Le deacutebit et la composition des lixiviats sont influenceacutes par diffeacuterents paramegravetres tels que la
nature des deacutechets enfouis lrsquoacircge de la deacutecharge le climat local (tempeacuterature humiditeacute
preacutecipitation) le caractegravere geacuteologique du site la gestion opeacuterationnelle du site (hauteur des
deacutechets degreacute de compaciteacute etc) (Vadillo et al 1998 Xie et al 2010a)
On distingue quatre eacutetapes de deacutecomposition des deacutechets dans la deacutecharge au cours du temps
(1) la phase initiale aeacuterobie (2) la phase acidogegravene anaeacuterobie (3) la phase meacutethanogegravene initiale
et (4) phase meacutethanogegravene stable (Christensen et Kjeldsen 1995) Mecircme apregraves la phase de
maturation stable drsquoune deacutecharge cette derniegravere continue agrave produire des lixiviats Par exemple
aux Etats-Unis les deacutecharges sont sous surveillance jusqursquoagrave 30 ans apregraves leur fermeture On
estime qursquoau-delagrave de cette peacuteriode la deacutecharge est compleacutetement stable et qursquoune surveillance
intensive nrsquoest plus neacutecessaire (Kjeldsen et al 2002)
Drsquoapregraves Christensen et al (1994) la composition des lixiviats peut ecirctre diviseacutee en quatre
groupes la matiegravere organique dissoute les macro-composeacutes inorganiques les meacutetaux lourds et
les composeacutes organiques xeacutenobiotiques Il est agrave noter que les concentrations de ces diffeacuterents
polluants peuvent varier fortement drsquoun site agrave un autre et mecircme au sein drsquoune mecircme deacutecharge
De ce fait il est difficile de deacutefinir une composition universelle typique de lixiviat et dans la
litteacuterature les concentrations sont souvent donneacutees par intervalles de valeurs
Lrsquohumiditeacute joue un rocircle important sur la vitesse de deacutecomposition des deacutechets (Wreford et al
2000) Il srsquoavegravere que les deacutechets enfouis dans les reacutegions arides se deacutecomposent moins lentement
6
par rapport aux deacutechets preacutesents dans un sol qui reccediloit beaucoup de preacutecipitation (Kjeldsen et al
2002)
1211 Les diffeacuterents types de lixiviats et les teneurs en matiegraveres organiques
De nombreuses eacutetudes ont mis en eacutevidence la diminution de la concentration des polluants
organiques (DCO et DBO) avec lrsquoaugmentation de lrsquoacircge de la deacutecharge (Tableau 11) Les
lixiviats dits laquo jeunes raquo sont caracteacuteriseacutes par de fortes concentrations en polluants organiques
avec un grand pourcentage de matiegraveres biodeacutegradables composeacutees essentiellement drsquoacides gras
volatils (Harmsen 1983) La teneur eacuteleveacutee en matiegraveres organiques est due agrave la fermentation
anaeacuterobique des composeacutes organiques lors de la phase acidogegravene Au cours des processus de
fermentation et de meacutethanisation une grande partie de la pollution organique est deacutegradeacutee par
voie biologique par la flore microbienne preacutesente dans la deacutecharge (Kjeldsen et al 2002) Avec
le temps la deacutecharge se stabilise produisant ainsi un lixiviat laquo mature raquo ou laquo stable raquo caracteacuteriseacute
par la preacutesence drsquoune partie importante de composeacutes reacutefractaires difficilement biodeacutegradables
(Ehrig 1989) Le rapport de biodeacutegradabiliteacute (DBODCO) est geacuteneacuteralement infeacuterieur agrave 01 dans
les lixiviats stables Les substances humiques (acides humiques et fulviques) repreacutesentent la
majeure partie de la pollution reacutefractaire des lixiviats (Barlaz et Ham 1993) Drsquoapregraves une eacutetude
de Jette et al (1998) reacutealiseacutee sur un lixiviat en phase meacutethanogegravene le carbone organique dissous
COD est composeacute de 60 drsquoacide fulvique 30 de composeacutes hydrophiles et 10 drsquoacide
humique Entre les phases drsquoacidogeacutenegravese et de stabilisation le lixiviat produit est dit
laquointermeacutediaireraquo Il est caracteacuteriseacute par un rapport de biodeacutegradabiliteacute compris entre 01 et 05 avec
des concentrations en DCO geacuteneacuteralement infeacuterieures agrave 10 000 mgL
7
Tableau 1-1 Caracteacuteristiques de diffeacuterents lixiviats en fonction de lrsquoacircge de la deacutecharge
Age de la
deacutecharge
Pays pH Conductiviteacute
(mScm)
DCO (mgL) DBO (mgL) DBODCO N-NH4 (mgL) Reacutefeacuterences
Jeune Canada 57 ndash 64 - 15000 13500 09 350 (Henry et Prasad
2000)
Jeune Turquie 795 - 22255 14900 067 2410 (Kabdaşli et al
2008)
Jeune Coreacutee du Sud 72 ndash 76 - 21300 - 26940 9250 - 11650 043 1635 - 1810 (Im et al 2001)
Jeune Gregravece 49 ndash 67 23 ndash 355 44000-115000 9500-80800 021 ndash 07 1400 - 10250 (Tatsi et al 2003)
Intermeacutediaire Canada 77 ndash 79 - 1500 450 03 600 (Henry et Prasad
2000)
Intermeacutediaire Portugal 85 361 21700 6500 03 1200 (Fernandes et al
2014)
Intermeacutediaire Chine 6 4 ndash 73 2566 960 037 386 (Li et al 2011)
Intermeacutediaire Italie 838 205 5050 1270 025 1330 (Frascari et al 2004)
Mature France 82 - 4100 200 005 1040 (Amokrane et al
1997)
Mature Japon 81 - 86 - 221 1- 26
001 ndash 012 104 - 332 (Imai et al 1995)
Mature USA 771 1314 2300 46 002 1060 (Singh et al 2012)
Mature Finlande - 307 ndash 708 270 - 1000 25 - 170 009 ndash 017 53 - 270 (Hoilijoki et al
2000)
8
1212 La conductiviteacute le pH et lrsquoazote ammoniacal
Les lixiviats preacutesentent geacuteneacuteralement une bonne conductiviteacute eacutelectrique lieacutee agrave une forte
concentration des ions Cl- et NH4
+ (Vadillo et al 1998) La conductiviteacute des lixiviats jeunes est
plus eacuteleveacutee que celle des lixiviats matures En effet lors de la phase de transformation
acidogegravene les acides gras volatiles produits donnent un caractegravere agressif acide aux lixiviats Ce
qui implique une augmentation de la conductiviteacute par dissolution acide des complexes ioniques
dans le milieu Ce mecircme pheacutenomegravene affecte eacutegalement le pH des lixiviats Le pH des lixiviats
jeunes sera plus acide que celui des lixiviats matures ou intermeacutediaire (Kjeldsen et al 2002) Au
cours du temps les produits de fermentation (AGV) seront reacuteduits et le pH eacutevoluera vers la
basiciteacute
Contrairement agrave la matiegravere organique la concentration de lrsquoazote ammoniacal ne diminue pas au
cours du temps (Burton et Watson-Craik 1998) Mecircme dans les lixiviats matures on retrouve
des concentrations eacuteleveacutees drsquoazote ammoniacal (Amokrane et al 1997 Singh et al 2012) dues
en partie par lrsquoammonification de substances azoteacutees comme les proteacuteines et les acides amineacutes
(Burton et Watson-Craik 1998) et le milieu anaeacuterobie de la deacutecharge qui ne favorise pas les
reacuteactions de nitrification De ce fait la pollution azoteacutee est consideacutereacutee comme un polluant agrave long
terme dans les deacutecharges (Kjeldsen et al 2002)
1213 Les meacutetaux lourds
Concernant les meacutetaux lourds le tableau 12 (Kjeldsen et al 2002) preacutesente les gammes de
concentrations trouveacutees dans les lixiviats Les valeurs releveacutees sont geacuteneacuteralement faibles (Ehrig
1983 Rule 1979) Ces valeurs srsquoexpliquent par le fait que les meacutetaux sont geacuteneacuteralement
adsorbeacutes agrave la surface des colloiumldes complexeacutes et preacutecipiteacutes par certains composeacutes organiques et
mineacuteraux preacutesents dans les lixiviats (Baun et Christensen 2004 Calace et al 2001 Jensen et
9
al 1999) Drsquoapregraves Kjeldsen et al (2002) seulement 02 des meacutetaux introduits dans une
deacutecharge finiront par se lixivier
Tableau 1-2 Concentrations des meacutetaux lourds dans les lixiviats
Meacutetaux lourds Gamme de concentration (mgL)
Arsenic 10-2
- 1
Cadmium 10-4
- 04
Chrome 2 10-2
- 15
Cobalt 5 10-3
- 15
Cuivre 5 10-3
- 10
Plomb 10-3
- 5
Mercure 1510-5
- 016
Nickel 15 10-2
- 13
Zinc 310-2
- 103
1214 La toxiciteacute
De nombreuses eacutetudes ont deacutemontreacute la toxiciteacute des lixiviats issus des sites drsquoenfouissement
sanitaires (Cameron 1980 Plotkin et Ram 1984) Cheung et al (1993) et Cleacutement et Merlin
(1995) ont rapporteacute que la concentration eacuteleveacutee de lrsquoazote ammoniacal contribue de faccedilon
consideacuterable agrave la toxiciteacute des lixiviats La preacutesence des microorganismes pathogegravenes contribue
aussi agrave la toxiciteacute des lixiviats (Donnelly et al 1988 Oshode et al 2008) Lors drsquoune eacutetude de
la population bacteacuterienne drsquoun lixiviat Oshode et al (2008) ont recenseacute 112 espegraveces bacteacuteriennes
appartenant agrave 17 genres diffeacuterentes Certains microorganismes pathogegravenes recenseacutes (bacillus
cereus E Coli staphylococus aureus clostridium sordelli etc) produisent des substances
10
toxiques dans le milieu Drsquoautres facteurs comme le pH la conductiviteacute et la preacutesence de certains
meacutetaux lourds peuvent aussi contribuer agrave la toxiciteacute des lixiviats (Kjeldsen et al 2002)
1215 Les composeacutes xeacutenobiotiques
Les lixiviats renferment une large varieacuteteacute de composeacutes xeacutenobiotiques dont les plus freacutequemment
rencontreacutes sont les hydrocarbures aromatiques (benzegravene toluegravene eacutethylbenzegravene xylegravenes etc) et
les hydrocarbures halogeacuteneacutes comme le teacutetrachloroeacutethylegravene et le trichloreacutethylegravene (Kjeldsen et al
2002)
1216 Les normes de rejet des lixiviats
Vu leur degreacute de pollution le rejet des lixiviats est reacuteguleacute par des normes strictes afin de
minimiser lrsquoimpact de la contamination des milieux reacutecepteurs Dans la province de Queacutebec par
exemple les normes de rejet des lixiviats sont aussi seacutevegraveres que celles des eaux useacutees
municipales (EUM) bien que les lixiviats peuvent ecirctre jusqursquoagrave 20 fois plus pollueacutes que les EUM
Au Queacutebec les normes de rejet des lixiviats sont reacutegies par le regraveglement sur lrsquoenfouissement et
lrsquoincineacuteration de matiegraveres reacutesiduelles de la loi sur la qualiteacute de lrsquoenvironnement (MDDELCC
2009) Les normes de rejet en vigueur au Queacutebec et en France (Renou et al 2008) sont
preacutesenteacutees dans le tableau 13 Dans le cas du Queacutebec selon la sensibiliteacute du milieu reacutecepteur
drsquoautres polluants tels que la DCO ou le phosphore peuvent eacutegalement ecirctre reacuteglementeacutes
11
Tableau 1-3 Les normes de rejet des lixiviats dans lenvironnement
Paramegravetres Uniteacutes
Normes au Queacutebec Normes en France (selon
la charge volumeacutetrique) Valeurs limites Moyenne
mensuelle
DBO5 mgL 150 65 30 -100
DCO mgL - - 125 - 300
COT - 70
pH - 6 ndash 95 -
N-NH4 mgL 25 10 -
Azote total mgL - 30
MES mgL 90 35 35 -100
Zn mgL 017 007 -
Coliformes feacutecaux UFC100mL - 1000 -
Composeacutes
pheacutenoliques mgL 0085 0030
-
122 Les proceacutedeacutes de traitement des lixiviats
1221 Les traitements biologiques
Les proceacutedeacutes biologiques sont largement utiliseacutes pour le traitement des lixiviats On rencontre
dans la litteacuterature diffeacuterentes technologies biologiques appliqueacutees au traitement des lixiviats
lagunage (Robinson et Grantham 1988) boue activeacutee (Hosomi et al 1989) lit bacteacuterien
(Boucher et al 2010 Martienssen et al 1995) bio-disque (Henderson et Atwater 1995)
bioreacuteacteur agrave membrane (BRM) (Bodzek et al 2006) reacuteacteur biologique seacutequentiel (SBR)
(Ying et al 1986) etc Les proceacutedeacutes biologiques preacutesentent comme principal atout lrsquoefficaciteacute agrave
traiter les polluants organiques biodeacutegradables avec un coucirct eacuteconomique rentable Ils sont aussi
efficaces pour le traitement des lixiviats jeunes qui sont caracteacuteriseacutes par un rapport de
biodeacutegradabiliteacute (DBODCO) eacuteleveacute Cependant leur utilisation est limiteacutee pour lrsquoeacutepuration des
12
lixiviats matures qui preacutesentent un grand pourcentage de composeacutes bio-reacutefractaires (Xiao et al
2013)
1222 Les traitements physico-chimiques
Les techniques de traitement physico-chimiques les plus couramment rencontreacutees pour le
traitement des lixiviats sont la coagulationfloculation la preacutecipitation chimique et lrsquoadsorption
Ces proceacutedeacutes constituent rarement agrave eux seuls une filiegravere de traitement Ils sont souvent utiliseacutes
comme systegraveme de preacutetraitement ou de traitement tertiaire associeacutes agrave drsquoautres proceacutedeacutes comme
les proceacutedeacutes biologiques On retrouve lrsquointeacuterecirct de ces techniques quand il srsquoagit de traiter des
lixiviats qui preacutesentent une grande fraction de composeacutes non-biodeacutegradables (cas des lixiviats
matures) mais aussi dans le cas ougrave on vise agrave proteacuteger un autre proceacutedeacute placeacute en aval des
preacutejudices que peuvent causer certains polluants tels que les meacutetaux lourds et les matiegraveres en
suspension Ainsi on retrouve souvent les proceacutedeacutes de coagulationfloculation et de preacutecipitation
chimique en amont des proceacutedeacutes biologiques et membranaires (Li et al 1999 Perez et al 2004
Singh et al 2012 Tatsi et al 2003 Wiszniowski et al 2006) Les techniques drsquoadsorption sont
domineacutees par lrsquoutilisation du charbon actif en grain ou en poudre Cette technique est tregraves
efficace pour lrsquoeacutelimination des composeacutes organiques reacutefractaires ainsi que la deacutecoloration des
lixiviats (Morawe et al 1995) Les lits de charbon actif biologique (CAB) mettent en synergie
les effets de biodeacutegradation et drsquoadsorption pour un meilleur traitement des lixiviats
1223 Les traitements eacutelectrochimiques
Bien que lrsquoutilisation des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques pour le traitement des lixiviats ne soit pas
encore tregraves reacutepandue on constate depuis quelques anneacutees de plus en plus drsquoeacutetudes reacutealiseacutees sur
13
ce sujet Les trois proceacutedeacutes eacutelectrochimiques les plus couramment rencontreacutes pour le traitement
des lixiviats sont lrsquoeacutelectrocoagulation lrsquoeacutelectro-oxydation et lrsquoeacutelectro-Fenton Ces proceacutedeacutes ont
en commun lrsquoavantage drsquoeacuteliminer agrave la fois la pollution organique reacutefractaire et la couleur des
lixiviats Leur principe consiste agrave geacuteneacuterer de faccedilon eacutelectrochimique des agents reacuteactifs capables
drsquoeacuteliminer efficacement les polluants Les avantages de tels proceacutedeacutes reacutesident dans leur aspect
non polluant leur faciliteacute drsquoautomatisation des temps de traitement reacuteduits et des besoins en
reacuteactifs faibles (Drogui et al 2007) Malgreacute les inteacuterecircts qursquoils preacutesentent le potentiel des
technologies eacutelectrochimiques reste encore sous-exploiteacute dans le domaine du traitement des
lixiviats Ceci est lieacute agrave certains inconveacutenients que preacutesentent ces technologies Les coucircts
eacutenergeacutetiques associeacutes agrave lrsquoexploitation des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques constituent un des freins
majeurs de leur expansion Il existe eacutegalement drsquoautres inconveacutenients speacutecifiques agrave chacune de
ces techniques Par exemple lrsquoeacutelectro-Fenton requiert une condition de traitement en milieu
acide (pH lt 4) lrsquoeacutelectrocoagulation entraicircne une production de reacutesidus meacutetalliques dont il faut
disposer et lrsquoeacutelectro-oxydation peut geacuteneacuterer des sous-produits de reacuteactions toxiques comme les
composeacutes organochloreacutes
1224 Les nouvelles techniques de traitement des lixiviats
Depuis quelques anneacutees de nouvelles technologies innovantes ont eacuteteacute expeacuterimenteacutees pour le
traitement des lixiviats Ces technologiques eacutemergeantes sont les proceacutedeacutes drsquooxydation avanceacutee
(POAs) et la filtration membranaire Elles sont geacuteneacuteralement utiliseacutees pour traiter les lixiviats
matures qui renferment des composeacutes reacutefractaires difficiles agrave traiter par les filiegraveres
conventionnelles
Le principe des POAs consiste agrave deacutegrader la matiegravere organique de faccedilon partielle ou totale en
geacuteneacuterant des espegraveces oxydantes reacuteactives non seacutelectives Parmi les oxydants geacuteneacutereacutes le radical
14
hydroxyle (OH) se distingue avec un pouvoir oxydant eacuteleveacute (Edeg = 280 V) La plupart des
POAs excepteacutee lrsquoozonation mettent en synergie diffeacuterents composeacutes avec ou sans irradiation
ultraviolet pour geacuteneacuterer des oxydants Parmi ces combinaisons on peut citer O3UV
O3H2O2UV (Qureshi et al 2002) O3H2O2 (Haapea et al 2002) Fe2+
H2O2 (reacuteactif de Fenton)
(Zhang et al 2006) Fe2+
H2O2UV (photo-Fenton) (Primo et al 2008) Ultrason (US) (Wang
et al 2008) etc
Les techniques membranaires telles que la microfiltration lrsquoultrafiltration la nanofiltration et
lrsquoosmose inverse ont eacuteteacute largement eacutetudieacutees pour eacutepurer les lixiviats Lrsquoemploi de ces techniques
permet drsquoobtenir un effluent drsquoune bonne qualiteacute susceptible drsquoecirctre reacuteutiliseacute Lrsquoutilisation de la
filtration membranaire trouve principalement son inteacuterecirct lorsqursquoil srsquoagit drsquoeacuteliminer les moleacutecules
de poids moleacuteculaires eacuteleveacutes non biodeacutegradables comme les substances humiques Cependant
ces technologies sont toujours associeacutees agrave drsquoautres meacutethodes de traitement conventionnelles et
elles se situent geacuteneacuteralement en fin de filiegravere (traitement tertiaire) Les inconveacutenients majeurs lieacutes
aux proceacutedeacutes membranaires sont les problegravemes de colmatage des membranes les coucircts
drsquoopeacuteration eacuteleveacutes et la formation de concentracirct hautement pollueacute qursquoil faut eacutepurer agrave nouveau
123 Le proceacutedeacute de biofiltration
La biofiltration (BF) est une technique de traitement biologique qui consiste agrave faire passer un
affluent pollueacute agrave travers un garnissage poreux sur lequel sont fixeacutees des bacteacuteries eacutepuratrices
Lrsquoutilisation de ce proceacutedeacute permet drsquoeacuteliminer agrave la fois les matiegraveres en suspension et une bonne
partie de la pollution organique et inorganique On distingue des biofiltres compactes et des
biofiltres extensifs Les biofiltres compactes preacutesentent comme principal avantage une faible
15
emprise au sol En revanche leur coucirct drsquoopeacuteration est plus eacuteleveacute en comparaison des biofiltres
extensifs qui requiegraverent une emprise au sol plus conseacutequente
Le proceacutedeacute de biofiltration preacutesente de nombreux avantages compareacutes aux autres proceacutedeacutes
biologiques conventionnels Les atouts que preacutesente la BF sont entre autres une bonne
reacutesistance aux variations de charges et de tempeacuteratures lrsquoabsence drsquoune filiegravere de seacuteparation
effluentbiomasse en aval une reacutesistance aux composeacutes xeacutenobiotiques etc Lrsquoatout majeur de la
biofiltration reacuteside de la fixation sur un support organique ou inerte drsquoune grande densiteacute de
biomasse eacutepuratrice Cette biomasse fixeacutee appeleacutee biofilm assure la biodeacutegradation de la
matiegravere organique et inorganique lors de son passage dans le biofiltre Le support de filtration
utiliseacute peut ecirctre drsquoorigine inorganique (pouzzolane bille de verre plastique argile expanseacute etc)
ou organique (tourbe eacutecorces de bois composte charbon actif etc) On distingue des biofiltres
aeacutereacutes (traitement aeacuterobie) et des biofiltres non aeacutereacutes ou passifs (traitement anaeacuterobies) Par
rapport agrave lrsquoeacutecoulement de lrsquoair le mode drsquoeacutecoulement du liquide peut srsquoeffectuer en mode co-
courant ou contre-courant On parle de lit submergeacute quand lrsquoalimentation srsquoeffectue de faccedilon
ascendante et de lit par percolation quand lrsquoalimentation en eau se fait de faccedilon gravitaire Au fur
et agrave mesure de la filtration on peut assister au colmatage du biofiltre qui neacutecessite des eacutepisodes
de lavage La freacutequence de lavage peut ecirctre de lrsquoordre de quelques heures quelques jours ou
quelques mois selon la porositeacute du lit filtrant et la teneur en MES de lrsquoaffluent
1231 Les processus de deacutegradation
Dans un proceacutedeacute de BF la deacutegradation de la matiegravere organique et inorganique peut srsquoeffectuer
soit par des processus de biodeacutegradation ou des processus physico-chimiques
16
La biodeacutegradation est assureacutee par un consortium de micro-organismes regroupeacutes sous forme de
biofilm Lrsquoadheacutesion du biofilm est rendu possible gracircce agrave la seacutecreacutetion par les microorganismes
de substances polymeacuteriques extracellulaires (SPE) qui maintiennent les colonies sur le support
filtrant (Branda et al 2005) Lors de la percolation de lrsquoeffluent agrave travers le lit les substrats
srsquoadsorbent agrave la surface du biofilm agrave lrsquoaide des SPEs Le substrat est ensuite transporteacute dans le
cœur du biofilm ougrave il sera utiliseacute par les microorganismes pour leur meacutetabolisme La diffusion
est le processus dominant du transport des substrats dans le biofilm (Horn et Morgenroth 2006)
La vitesse de diffusion du substrat agrave travers un biofilm est propre agrave chaque substrat (poids
moleacuteculaire de lrsquohydrophobiciteacute charge de surface etc) mais aussi de la nature du biofilm
(densiteacute porositeacute charge de surface hydrophobiciteacute etc) (Andersson 2009)
Les processus physico-chimiques contribuent eacutegalement agrave lrsquoeacutelimination des polluants dans un
biofiltre Cependant la contribution de ces processus est fortement lieacutee agrave la nature du support
utiliseacute Les supports organiques (tourbes composte charbon actif) auront plus tendance agrave pieacuteger
certains polluants par lrsquointermeacutediaire de nombreux groupements fonctionnels chimiques preacutesents
en leur surface Les supports mineacuteraux sont geacuteneacuteralement inertes chimiquement inactifs Leurs
apports aux processus physico-chimiques sont limiteacutes mais ils offrent une grande surface
speacutecifique propice agrave lrsquoeacutetablissement du biofilm Les principaux pheacutenomegravenes physico-chimiques
qui rentrent en jeu lors drsquoune filtration sur support organique sont lrsquoadsorption lrsquoeacutechange drsquoion
la cheacutelation la complexation etc (Allen et al 1997 Buelna et al 2008 McNevin et Barfprd
2001 Rattier et al 2012)
1232 Le proceacutedeacute de biofiltration appliqueacute au traitement des lixiviats
Divers proceacutedeacutes de biofiltration aeacuterobies et anaeacuterobies ont eacuteteacute expeacuterimenteacutes dans le but de traiter
les lixiviats La nature du milieu filtrant diffegravere selon les eacutetudes charbon actif (Imai et al
17
1995) sable en quartz (Stephenson et al 2004) tourbe (Kangsepp et Mathiasson 2009a
Kangsepp et al 2009b) reacutesidus de deacutechets enfouis (Li et al 2010 Xie et al 2010a Youcai et
al 2002) fragments de brique (Galvez et al 2009) deacutebris de pneus (Mondal et Warith 2008)
etc On note geacuteneacuteralement une bonne eacutelimination de la matiegravere organique biodeacutegradable (DBO)
et une bonne activiteacute nitrifiante dans les biofiltres aeacutereacutes (Stephenson et al 2004 Xie et al
2010b Youcai et al 2002) Des travaux de biofiltration de lixiviats reacutealiseacutes par Stephenson et
al (2004) ont montreacute donneacute des taux drsquoeacutelimination de lrsquoazote ammoniacal de 97 avec des
teneurs initiales de 568 mg N-NH4L Youcai et al (2002) ont obtenu un taux drsquoeacutelimination de la
DBO deacutepassant les 98 (DBO initiale = 580 mgL) en utilisant des deacutebris de deacutechets enfouis
comme milieu filtrant Cependant des performances limiteacutees en termes drsquoeacutelimination de la DCO
reacutefractaire sont enregistreacutees lors du traitement des lixiviats matures avec un rapport de
biodeacutegradabiliteacute (DBODCO) faible (Champagne et Khalekuzzaman 2014 Kangsepp et
Mathiasson 2009a Kotildeiv et al 2009) Stephenson et al (2004) ont obtenu un taux drsquoeacutelimination
de la DCO de 36 (DCO initiale = 765 mgL) en traitant un lixiviat mature qui preacutesentait un
rapport DBODCO = 01 On note une augmentation des performances eacutepuratoires avec
lrsquoaugmentation de la tempeacuterature du lixiviat et une diminution des charges organiques appliqueacutees
(Galvez et al 2009 Xie et al 2010b) Des expeacuteriences reacutealiseacutees par Galvez et al (2009) ont
mis en eacutevidence la reacutesistance du biofiltre lors du traitement drsquoun lixiviat contamineacute par des
composeacutes toxiques
1233 Le proceacutedeacute BIOSOR
Le proceacutedeacute de biofiltration sur support organique BIOSORMD
a eacuteteacute deacuteveloppeacute et breveteacute par le
Centre de Recherche Industrielle du Queacutebec (CRIQ) (Buelna 2000) Ce systegraveme de traitement
18
innovant permet drsquoeacutepurer des affluents liquides et gazeux en les faisant passer agrave travers un
garnissage composeacute principalement de tourbe et des copeaux de bois Le principe de
fonctionnement du BIOSOR est scheacutematiseacute dans la figure 11 Lrsquoalimentation en eau se fait de
faccedilon gravitaire (percolation) tandis que lrsquoair est injecteacute en bas de la colonne (mode
drsquoeacutecoulement contre-courant) En traversant le garnissage le liquide etou le gaz sont eacutepureacutes par
divers pheacutenomegravenes physico-chimiques et biologiques Lrsquoeau traiteacutee est recueillie en bas de la
colonne et lrsquoair reacutesiduel srsquoeacutechappe agrave la surface En dehors de ses performances eacutepuratoires le
BIOSOR preacutesente la particulariteacute drsquoecirctre opeacutereacute sur une longue peacuteriode sans ecirctre colmateacute Ceci est
possible gracircce agrave la structure poreuse obtenue avec un meacutelange de tourbe et drsquoeacutecorces de bois De
plus le fait de placer agrave la surface supeacuterieure une couche poreuse composeacutee uniquement
drsquoeacutecorces de bois ou de pouzzolane aide agrave la preacutevention du colmatage
Figure 1-1 Principe de fonctionnement du BIOSORMD
19
La tourbe preacutesente dans le garnissage du BIOSOR est lrsquoeacuteleacutement cleacute des processus drsquoeacutepuration
Grace agrave sa structure poreuse elle offre agrave la fois une grande surface speacutecifique aux
microorganismes pour lrsquoeacutetablissement drsquoun biofilm mais aussi des qualiteacutes de filtration
inteacuteressantes On retrouve eacutegalement agrave la surface de la tourbe diffeacuterents groupements chimiques
(alcools pheacutenols aldeacutehydes ceacutetones esters etc) qui contribuent agrave lrsquoeacutepuration des effluents par
des processus physico-chimiques tels que lrsquoadsorption lrsquoeacutechange drsquoion la complexation etc
(Buelna et al 2008) Une petite quantiteacute de calcite (CaCO3) (lt 5 volumique) rentre dans la
composition du meacutedia filtrant La calcite a pour objectif de fournir une source de carbone
mineacuteral aux bacteacuteries autotrophes dans le cas ougrave lrsquoeffluent agrave traiter preacutesente une alcaliniteacute faible
La preacutesence de la calcite permettra eacutegalement de tamponner le milieu et eacuteviter ainsi des grandes
variations de pH lors du traitement Le tableau 14 renseigne sur les charges hydrauliques et
organiques agrave appliquer dans le BIOSOR pour un fonctionnement optimal
Tableau 1-4 Charges nominales hydrauliques et organiques du proceacutedeacute BIOSOR
Charges nominales hydrauliques et organiques du proceacutedeacute BIOSORMD
Charge hydraulique 0032 - 0350 m3m
2j
Charge en matiegravere organique 02 kg DBO5m2j
Charge en azote 0055 kg NH4m2j
Charge matiegravere en suspension 005 kg MESm2j
Depuis la mise en place du BIOSOR diffeacuterents travaux ont eacuteteacute meneacutes sur ce systegraveme afin de
cerner les meacutecanismes eacutepuratoires impliqueacutes et drsquooptimiser son fonctionnement (Aubry 2008
20
Boucher 2010 Buelna et al 1998 Dubeacute 1998 Garzoacuten-Zuacutentildeiga et al 2005 Garzoacuten-Zuacutentildeiga et
al 2007 Garzoacuten‐Zuacutentildeiga et al 2003 Gilbert 2006)
Dubeacute (1998) et Garzoacuten-Zuacutentildeiga et al (2007) se sont pencheacutes sur lrsquoinfluence de lrsquoaeacuteration sur les
performances eacutepuratoires du BIOSOR appliqueacute au traitement du lisier de porc En eacutetudiant les
performances de deux biofiltres (biofiltre aeacutereacute vs biofiltre passif) Dubeacute (1998) a conclu que
lrsquoaeacuteration permet drsquoaugmenter les performances en termes drsquoeacutelimination de la pollution
organique et azoteacutee Cependant son influence reste limiter concernant lrsquoabattement du
phosphore Garzoacuten-Zuacutentildeiga et al (2007) ont compareacute lrsquoinfluence de diffeacuterents deacutebits drsquoaeacuteration
(34 ndash 44 ndash 94 et 34 m3m
2h) sur les performances de 4 biofiltres Les auteurs ont trouveacute des
taux drsquoabattement de la DBO deacutepassant les 99 quel que soit le deacutebit drsquoalimentation appliqueacute
La recommandation faite agrave lrsquoissu de cette eacutetude consiste agrave travailler avec un deacutebit drsquoaeacuteration de
34 m3m
2h lors de la peacuteriode drsquoacclimatation afin de limiter le stripage du NH3 Une fois la
biomasse nitrifiante eacutetablie le deacutebit drsquoaeacuteration peut ecirctre hausseacute agrave 44 m3m
2h pour une
meilleure efficaciteacute drsquoabattement du NH4 et de la DBO
Les processus lieacutes agrave lrsquoeacutelimination de la pollution azoteacutee dans le BIOSOR ont eacuteteacute bien
documenteacutes dans diffeacuterentes eacutetudes (Aubry 2008 Garzoacuten-Zuacutentildeiga et al 2005 Gilbert 2006)
Lrsquoeffluent traiteacute lors de ces eacutetudes eacutetait du lisier de porc Les travaux reacutealiseacutes par Aubry (2008) et
Gilbert (2006) ont montreacute que lrsquoessentiel de la nitrification et de la deacutegradation de la matiegravere
organique a lieu dans les 30 cm supeacuterieur de la colonne et que la nitrification reste le processus
preacutedominant de la transformation de lrsquoazote dans le biofiltre Drsquoautres formes azoteacutees gazeuses
(N2O NH3 et le N2) ont eacuteteacute deacutetecteacutees lors de ces eacutetudes Lrsquoapparition de ces gaz prouve
lrsquoexistence drsquoautres pheacutenomegravenes comme la deacutenitrification et le stripage (Garzoacuten-Zuacutentildeiga et al
2005) Une partie de la pollution azoteacutee serait eacutegalement stockeacutee agrave lrsquointeacuterieur du biofiltre via des
21
processus physiques et biologiques comme lrsquoadsorption la filtration et lrsquoassimilation (Garzoacuten-
Zuacutentildeiga et al 2005) Il convient de souligner la complexiteacute agrave cerner le devenir de lrsquoazote dans un
biofiltre car il existe diffeacuterents pheacutenomegravenes qui rentrent en ligne de compte Cependant nous
pouvons consideacuterer que la nitrification est le processus dominant de la transformation de lrsquoazote
dans un biofiltre aeacutereacute
Boucher (2010) a expeacuterimenteacute lrsquoutilisation du BIOSOR pour le captage des meacutetaux lourds
preacutesents dans un lixiviat de site drsquoenfouissement sanitaire Le BIOSOR utiliseacute a permis drsquoobtenir
des taux drsquoabattement de la matiegravere organique (DBO) et de lrsquoazote ammoniacal supeacuterieurs agrave
98 respectant ainsi les normes de rejet au Queacutebec Cependant le systegraveme nrsquoa pas eacuteteacute
performant agrave eacuteliminer le zinc Or le zinc est consideacutereacute comme lrsquoindicateur global de la pollution
des meacutetaux dans la norme queacutebeacutecoise des lixiviats issus de lrsquoenfouissement et de lrsquoincineacuteration
des matiegraveres reacutesiduelles Cette norme stipule une concentration en zinc infeacuterieure agrave 007 ppm
avant de rejeter les lixiviats dans le milieu naturel Lrsquohypothegravese eacutemise concernant le non-respect
de la norme en zinc est un eacuteventuel relargage de zinc par le milieu filtrant Lrsquoauteur suggegravere un
systegraveme de captage des meacutetaux en aval du proceacutedeacute BIOSOR afin de respecter les normes de rejet
par rapport au zinc
124 Le proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation
1241 Le principe du proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation
Le proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation (EC) est issu du proceacutedeacute de coagulation chimique qui utilise des
reacuteactifs chimiques pour la coagulation des colloiumldes preacutesents dans les eaux Pendant lrsquoEC les
agents coagulants (Fe2+
et Al3+
par exemple) sont geacuteneacutereacutes in-situ de faccedilon eacutelectrochimique en
22
appliquant un courant eacutelectrique sur une anode sacrificielle en fer ou en aluminium (Eacutequations
11 et 12)
Eacutequation 1-1
Eacutequation 1-2
Les ions produits reacuteagissent avec les ions hydroxydes (OH-) preacutesents dans la solution pour
former des hydroxydes de fer ou drsquoaluminium (Eacutequations 13 et 14) (Drogui et al 2007)
Eacutequation 1-3 ( )
Eacutequation 1-4 ( )
Agrave la cathode il y a formation du gaz H2 qui peut aussi entraicircner la flottation des reacutesidus
meacutetalliques (Eacutequation 15) (Chen 2004)
Eacutequation 1-5
Le meacutecanisme drsquoEC deacutepend fortement de la nature chimique du milieu et plus particuliegraverement
de sa conductiviteacute (Mollah et al 2001) Les hydroxydes meacutetalliques formeacutes lors des reacuteactions
13 et 14 srsquoimpliquent dans des reacuteactions de condensation ou de polymeacuterisation Ce qui conduit
agrave la formation drsquoun preacutecipiteacute vert pour les hydroxydes de fer et drsquoune substance geacutelatineuse
blanche pour les hydroxydes drsquoaluminium (Drogui et al 2007) Les reacuteactions de polymeacuterisation
peuvent ecirctre deacutecrites comme suit eacutequations 16 et 17 Les complexes polymeacuteriques formeacutes sont
capables drsquoeacuteliminer les polluants dissous et insolubles par des pheacutenomegravenes drsquoadsorption de
complexation ou de preacutecipitation (Drogui et al 2007)
Eacutequation 1-6 ( ) ( ) ( )
23
Eacutequation 1-7 ( ) ( ) ( )
Les ions de fer et drsquoaluminium peuvent geacuteneacuterer eacutegalement diffeacuterentes espegraveces coagulantes de
charge positive qui provoquent la deacutestabilisation et lrsquoagglomeacuteration des particules et colloiumldes
chargeacutes neacutegativement Par exemple lrsquohydrolyse des ions Al3+
geacutenegravere sur une large gamme de
pH des espegraveces comme Al(H2O)63+
Al(H2O)52+
et Al(H2O)42+
Lrsquohydrolyse de ces derniegraveres
conduit agrave la formation de diffeacuterentes espegraveces monomeacuteriques ou polymeacuteriques tels que Al(OH)2+
Al(OH)2+ Al2(OH)2
4+ Al(OH)4
- Al6(OH)15
3+ Al7(OH)17
4+ et autres (Mollah et al 2004) Un
pheacutenomegravene similaire est observeacute avec lrsquohydrolyse des ions ferriques Selon le pH du milieu il est
possible de former lrsquoespegravece monomeacuterique Fe(OH)3 et des espegraveces polymeacuteriques complexes
comme Fe(H2O)63+
Fe(H2O)5(OH)2+
Fe(H2O)4(OH)2+ Fe2(H2O)8(OH)2
4+ et Fe2(H2O)6(OH)4
4+
(Mollah et al 2004)
La combinaison de diffeacuterents pheacutenomegravenes de deacutepollution (complexation preacutecipitation flottation
coagulation et adsorption) rend ce proceacutedeacute tregraves efficace pour le traitement des polluants
organiques et inorganiques (Drogui et al 2007) LrsquoEC est eacutegalement efficace pour lrsquoeacutelimination
des composeacutes de poids moleacuteculaires eacuteleveacutes (Tsai et al 1997) Ces moleacutecules sont largement
preacutesentes dans les lixiviats laquo matures raquo et sont difficilement biodeacutegradables par une filiegravere
biologique
1242 Application du proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation au traitement des lixiviats
Quelques eacutetudes concernant lrsquoutilisation de lrsquoEC pour le traitement des lixiviats ont eacuteteacute
rapporteacutees avec des reacutesultats inteacuteressants en termes drsquoeacutelimination de la DCO et de la couleur
(Bouhezila et al 2011 Contreras et al 2009 Ilhan et al 2008 Li et al 2011 Mariam et
Nghiem 2010 Tsai et al 1997) En revanche lrsquoefficaciteacute de lrsquoEC sur lrsquoeacutelimination de la
24
pollution azoteacutee est relativement faible Le tableau 15 reacutesume les reacutesultats de quelques eacutetudes
expeacuterimentales portant sur lrsquoEC des lixiviats
Dans les essais de laboratoire lrsquoEC est souvent reacutealiseacutee dans une cellule eacutelectrolytique dans
laquelle sont plongeacutees les eacutelectrodes plates soumises agrave une diffeacuterence de potentiel Le fer
lrsquoaluminium et leurs deacuteriveacutes sont largement utiliseacutes comme anode soluble pour former les
coagulants Ces deux eacuteleacutements ou drsquoautres meacutetaux peuvent eacutegalement faire office de cathode
(Tsai et al 1997) La disposition des eacutelectrodes peut se faire selon deux configurations
monopolaire ou bipolaire (Drogui et al 2007) (figure 12) Dans la configuration monopolaire
on a une succession drsquoanodes et de cathodes relieacutees respectivement aux bornes positives et
neacutegatives du geacuteneacuterateur Chaque eacutelectrode reccediloit ainsi la mecircme valeur de la tension et une
fraction de lrsquointensiteacute totale Dans la configuration bipolaire seules les deux eacutelectrodes externes
sont relieacutees aux bornes du geacuteneacuterateur Pour les autres eacutelectrodes intermeacutediaires il se forme une
anode dans une face et une cathode dans lrsquoautre Les deux configurations sont utiliseacutees en
traitement des eaux cependant la configuration bipolaire est souvent preacutefeacutereacutee agrave cause de la
simpliciteacute des connections et des faibles dissipations eacutenergeacutetiques dans le circuit externe (Drogui
et al 2007)
Figure 1-2 Configurations monopolaire et bipolaire des eacutelectrodes
25
Tableau 1-5 Reacutesultats de quelques eacutetudes faites sur lrsquoEC des lixiviats de site drsquoenfouissement
Electrodes Volume
de travail
(L)
pH
Dureacutee de
traitement
(min)
Tension ou
densiteacute
eacutelectrique
DCO NH4 Distance
inter-
eacutelectrode
(cm)
Reacutefeacuterences Anode Cathode
Concentration
initiale (mgL)
Abattement
()
Concentration
initiale (mgL)
Abattement
()
Al Al 05 8 100 12 V 16464 627 - - 65 (Jotin et al
2012)
Fe Fe 1 64 ndash 73 90 496 mAcm2 2566 498 386 386 1 (Li et al 2011)
Fe Fe 1 65 30 298 mAcm2 2566 327 386 248 1 (Li et al 2011)
Al Al 1 65 30 298 mAcm2 2566 21 386 208 1 (Li et al 2011)
Al Al 05 82 30 631 mAcm2 12860 56 2240 14 65 (Ilhan et al
2008)
Fe Fe 05 82 30 631 mAcm2 12860 asymp 52 2240 11 65 (Ilhan et al
2008)
Al Al 05 76 ndash 89 30 50 mAcm2 28200 ndash 34200 70 - - 28 (Bouhezila et
al 2011)
Fe Fe 05 76 ndash 89 30 50 mAcm2 28200 ndash 34200 asymp 68 - - 28 (Bouhezila et
al 2011)
Al Cu 2 82 ndash 85 20 25 mAcm2 2247 39 - - 2 (Tsai et al
1997)
Fe Cu 2 82 ndash 85 20 261 mAcm2 2107 445 - - 2 (Tsai et al
1997)
Al Al - 8 60 20 mAcm2 9800 605 3710 243 - (Kabuk et al
2014)
Fe Fe 015 86 30 5 V 12650 33 - - 23 (Norma et al
2012b)
Al Al 08 661 - 7 30 159 mAcm2 6200 45 - - 16 (Top et al
2011)
Fe Fe 09 654 180 30 mAcm2 11000 6585 - - 09 (Orkun et
Kuleyin 2012)
26
1243 Les paramegravetres drsquoinfluence de lrsquoeacutelectrocoagulation
Parmi les paramegravetres qui influencent le traitement drsquoEC on peut citer lrsquointensiteacute appliqueacutee le
type drsquoeacutelectrode le pH la conductiviteacute la distance inter-eacutelectrode et le temps de traitement
(Khandegar et Saroha 2013)
12431 Lrsquointensiteacute de courant
Selon la loi de Faraday lrsquointensiteacute appliqueacutee est directement proportionnelle agrave la quantiteacute de
coagulants produite par lrsquoanode Une augmentation du courant eacutelectrique favorise les reacuteactions
des eacutequations 11 et 12 induisant une meilleure eacutelimination des polluants Une augmentation de
lrsquointensiteacute est eacutegalement favorable agrave la formation du dihydrogegravene agrave la cathode (eacutequation 15)
permettant ainsi la flottation des hydroxydes meacutetalliques vers la surface du reacuteacteur Lrsquoeffet de
la densiteacute eacutelectrique sur lrsquoEC des lixiviats a eacuteteacute eacutetudieacute par quelques auteurs tels que Tsai et al
(1997) qui ont observeacute une augmentation de la vitesse et du taux drsquoeacutelimination de la DCO en
faisant varier la tension entre 2 et 15 V Ils ont eacutegalement constateacute agrave des faibles valeurs de
tension que lrsquoutilisation drsquoune anode en Fe donne de meilleurs reacutesultats compareacutee agrave une anode
en Al Selon Li et al (2011) avec lrsquoaugmentation du courant les bulles de dihydrogegravene H2
produites agrave la cathode deviennent plus denses et leur taille diminue Ce pheacutenomegravene rend
lrsquoeacutelectro-flottation plus efficace Drsquoautres expeacuteriences reacutealiseacutees par Ilhan et al (2008) et
Bouhezila et al (2011) sur des lixiviats ont mis en eacutevidence lrsquoaugmentation des performances
eacutepuratoires avec lrsquoaugmentation de la densiteacute eacutelectrique cependant une forte valeur de la tension
eacutelectrique peut reacuteduire les taux drsquoabattement de la DCO (Jotin et al 2012) Ce pheacutenomegravene peut
ecirctre ducirc agrave la reacuteaction drsquohydrolyse de lrsquoeau en O2 qui se produit agrave des valeurs eacuteleveacutees drsquointensiteacutes
de courant et qui rentre en compeacutetition avec la reacuteaction de dissolution anodique (Canizares et al
2005)
27
12432 Le pH
Vu que les reacuteactions drsquohydrolyse des ions de fer et drsquoaluminium deacutependent du pH ce dernier a
un rocircle important dans un proceacutedeacute drsquoEC Selon une eacutetude de Jotin et al (2012) lrsquoeacutelimination de
la DCO varie de 59 agrave 73 dans une gamme de pH initial du lixiviat allant de 4 agrave 8 Lrsquoeacutetude a
montreacute qursquoune correction de pH du lixiviat nrsquoest pas neacutecessaire car le pH initial est situeacute dans la
gamme drsquoeacutelimination optimale Fernandes et al (2014) ont conclu eacutegalement que le pH initial du
lixiviat eacutetudieacute convient comme pH optimal avec lrsquoutilisation drsquoune eacutelectrode en fer Cependant il
est agrave noter que les valeurs de pH tregraves acides (lt 39) ou tregraves basiques (gt 10) diminuent les
performances du proceacutedeacute drsquoEC avec une chute brutale du taux drsquoeacutelimination de la DCO (Li et
al 2011) En fait des valeurs de pH tregraves basiques (pH gt 10) entrainent drsquoune part la
modification de la charge eacutelectrostatique de la surface des colloiumldes empecircchant ainsi leur
deacutestabilisation et drsquoautre part agrave la formation de certains hydroxydes de fer ou drsquoaluminium
portant des charges neacutegatives inefficaces pour lrsquoEC (Drogui et al 2008) Les pH limites de
solubiliteacute des hydroxydes de fer (Fe(OH)2 et Fe(OH)3) et drsquoaluminium (Al(OH)3) sont
respectivement 55 et 4 Ceci explique les meilleures performances de lrsquoAl agrave des pH leacutegegraverement
acides par rapport au fer (Asselin 2007 Moreno-Casillas et al 2007) Il est souvent noteacute une
augmentation du pH initial apregraves EC (Li et al 2011) Cette hausse est principalement attribueacutee agrave
la production drsquoions hydroxydes lors de la reacuteduction cathodique de lrsquoeau (Eacutequation 15) (Drogui
et al 2008)
12433 Le type drsquoeacutelectrodes
Le type drsquoeacutelectrode (Fe ou Al) utiliseacute peut avoir un impact sur la qualiteacute du traitement Selon
Bouhezila et al (2011) lrsquoanode en Al est plus efficace que celle en fer pour le traitement de la
couleur de la turbiditeacute et du NH4 des lixiviats En revanche le taux drsquoabattement de la DCO
28
nrsquoest pas significativement influenceacute par le type drsquoeacutelectrode (Bouhezila et al 2011) Les mecircmes
reacutesultats en termes de DCO et de NH4 ont eacuteteacute obtenus par Ilhan et al (2008) en expeacuterimentant le
fer et lrsquoaluminium dans les mecircmes conditions Ces deux eacutetudes ont eacuteteacute reacutealiseacutees agrave des densiteacutes de
courant respectives de 50 et 631 mAcm2 En utilisant une densiteacute de courant plus faible (298
mAcm2) Li et al (2011) ont trouveacute que lrsquoanode en Fe permet drsquoeacuteliminer plus de DCO que celle
en Al Tsai et al (1997) ont agrave leur tour montreacute que lrsquoutilisation drsquoune anode en Fe donne de
meilleurs reacutesultats qursquoavec une anode en Al agrave des faibles valeurs de tension Drsquoapregraves Li et al
(2011) les hydroxydes de fer deacutecantent mieux que les hydroxydes drsquoaluminium Ceci peut ecirctre
expliqueacute par la diffeacuterence de masse molaire qui est en faveur du fer (5584 Vs 2698 gmol) Le
volume des reacutesidus meacutetalliques geacuteneacutereacutes a eacuteteacute deux fois plus eacuteleveacute en changeant lrsquoeacutelectrode de Fe
par une eacutelectrode drsquoAl selon une eacutetude de Bouhezila et al (2011)
12434 La conductiviteacute
Lrsquoaugmentation de la conductiviteacute permet drsquooptimiser la consommation eacutenergeacutetique et de reacuteduire
le temps de traitement (Ilhan et al 2008 Khandegar et Saroha 2013) Vu la valeur eacuteleveacutee de la
conductiviteacute des lixiviats (5 ndash 30 mScm) lrsquoajout drsquoeacutelectrolyte dans le but drsquoaugmenter la
conductiviteacute nrsquoest pas neacutecessaire dans la plupart des cas (Jotin et al 2012) Le NaCl est souvent
utiliseacute comme eacutelectrolyte mais un fort dosage peut entraicircner la reacuteaction entre les ions chlorures
et la hydroxydes meacutetalliques formant des composeacutes chloreacutes tels que Al(OH)2Cl et Al(OH)Cl2
non favorables agrave la coagulation (Wang et al 2009)
12435 Le temps de traitement et la distance inter-eacutelectrode
Dans les eacutetudes de laboratoire le taux de deacutepollution augmente avec le temps drsquohydrolyse avant
de plafonner agrave des valeurs allant de 30 agrave 100 minutes de temps de traitement deacutependamment de
lrsquointensiteacute de courant appliqueacutee Cependant un temps de traitement tregraves long peut conduire agrave une
29
surconsommation eacutenergeacutetique et une surproduction de boues (Li et al 2011) drsquoougrave lrsquointeacuterecirct de
reacutealiser des eacutetudes de cineacutetique drsquoeacutelimination afin drsquoidentifier le temps de traitement et lrsquointensiteacute
de courant optimums
Etant donneacute que la chute ohmique est proportionnelle agrave la distance inter-eacutelectrode
lrsquoaugmentation ou la reacuteduction de cette distance peut influencer les performances du traitement
Bouhezila et al (2011) ont observeacute une variation de 10 du taux drsquoabattement de la DCO en
faisant varier la distance inter-eacutelectrode de 05 agrave 28 cm Une distance inter-eacutelectrode tregraves
importante peut aboutir agrave une consommation suppleacutementaire drsquoeacutenergie Dans les diverses eacutetudes
consulteacutees sur le sujet la distance inter-eacutelectrode releveacutee varie entre 1 et 65 cm
125 Combinaison des proceacutedeacutes biologiques et drsquoeacutelectrocoagulation
Le couplage des proceacutedeacutes drsquoEC et biologiques appliqueacute au traitement des lixiviats est un sujet
tregraves peu documenteacute dans la litteacuterature La seule eacutetude trouveacutee agrave date sur le sujet est rapporteacutee par
Djelal et al (2014) Lors de cette eacutetude lrsquoEC est placeacutee en amont drsquoun proceacutedeacute de boue activeacutee
pour traiter un lixiviat mature LrsquoEC a permis drsquoeacuteliminer 56 de la DCO en appliquant une
densiteacute de courant de 95 mAcm2 et un temps de traitement de 150 min Cependant lrsquoEC srsquoest
montreacutee inefficace pour lrsquoenlegravevement du NH4 Ce dernier a eacuteteacute eacutelimineacute agrave 62 pendant le
traitement biologique subseacutequent
Drsquoautres auteurs se sont inteacuteresseacutes agrave la combinaison des proceacutedeacutes drsquoEC et drsquoeacutelectro-oxydation
(EO) placeacutee en amont ou en aval drsquoun proceacutedeacute biologique (Fernandes et al 2014 Norma et al
2012a) Apregraves une expeacuterience drsquoEC reacutealiseacutee sur un lixiviat mature Labanowski et al (2010) ont
conclu que lrsquoimplantation drsquoune filiegravere biologique apregraves un traitement drsquoEC nrsquoest pas justifieacutee car
lrsquoEC contrairement agrave lrsquoEO nrsquoaugmente pas significativement la teneur de la matiegravere organique
30
biodeacutegradable apregraves traitement Ceci peut justifier lrsquoutilisation combineacutee de lrsquoEC et de lrsquoEO
proposeacutee par Fernandes et al (2014) pour augmenter la biodeacutegradabiliteacute des lixiviats matures
Norma et al (2012a) ont combineacute lrsquoEC et lrsquoEO comme traitement secondaire sur un lixiviat issu
drsquoun traitement biologique LrsquoEC seule a permis drsquoeacuteliminer 75 de la DCO reacutesiduelle avec une
teneur initiale de 11 720 mgL
Quelques eacutetudes de couplage des proceacutedeacutes drsquoEC et biologiques pour traiter drsquoautres types
drsquoeffluents ont eacuteteacute reacutealiseacutees ces derniegraveres anneacutees (Antony et Natesan 2012 Bani-Melhem et
Smith 2012 Moises et al 2010 Stafford et al 2014 Yu et al 2006) Bani-Melhem et Smith
(2012) ont expeacuterimenteacute la combinaison de lrsquoEC avec un bioreacuteacteur agrave membrane immergeacutee
(BRMI) pour le traitement drsquoune eau grise LrsquoEC est placeacutee en amont du BRMI Les auteurs ont
observeacute une diminution de 13 de la freacutequence de colmatage de la membrane en effectuant ce
couplage Lrsquoabattement du phosphore soluble est eacutegalement passeacute de 65 avec lrsquoutilisation du
BRMI seul agrave 943 avec le couplage EC-BRMI Cependant les auteurs ont noteacute une diminution
du taux drsquoeacutelimination de lrsquoazote ammoniacal lors du couplage EC-BRMI (78 avec EC-BRMI
et 974 avec BRMI seul) La baisse de lrsquoeacutelimination du NH4 peut ecirctre justifieacutee par la sensibiliteacute
des bacteacuteries nitrifiantes aux concentrations reacutesiduelles des ions aluminium produits lors du
processus drsquoEC Antony et Natesan 2012 (2012) ont eacutetudieacute la combinaison de lrsquoEC avec un
systegraveme biologique de type boue activeacutee pour traiter des effluents de papeterie LrsquoEC a eacuteteacute
utiliseacutee comme proceacutedeacute de preacutetraitement Le couplage a permis drsquoatteindre un taux drsquoeacutelimination
de la DCO de 8597 compareacute agrave 3151 drsquoeacutelimination quand le proceacutedeacute biologique est utiliseacute
seul Selon les auteurs de cette eacutetude lrsquoindice de biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent (DBOdivideDCO) est
passeacute de 014 agrave 045 apregraves le preacutetraitement par EC Moises et al (2010) ont eacutegalement testeacute agrave
leur tour le couplage EC-Boue activeacutee dans un proceacutedeacute continu pour le traitement drsquoeffluents
31
industriels Les performances globales du systegraveme sont satisfaisantes Ils ont enregistreacute des taux
drsquoeacutelimination de la DCO de la turbiditeacute et de la couleur de 80 92 et 94 respectivement
En reacutesumeacute on peut noter que lrsquoeacutetude du couplage des proceacutedeacutes drsquoEC et biologiques appliqueacute au
traitement des lixiviats reste agrave deacutevelopper Quelques eacutetudes de ce couplage ont eacuteteacute reacutealiseacutees pour
traiter divers types drsquoeffluents Les reacutesultats obtenus dans le cadre de ce couplage sont
satisfaisants Toutefois lors de ces eacutetudes les incertitudes technologiques lieacutees agrave ce couplage
ainsi que les interactions des deux proceacutedeacutes nrsquoont pas eacuteteacute investigueacutees Parmi les incertitudes
technologiques et interactions on peut citer lrsquoimpact de la carence en phosphore et des ions
meacutetalliques reacutesiduels (Al3+
et Fe2+
) sur le traitement biologique lrsquoinfluence de lrsquoalcaliniteacute sur
lrsquoEC lrsquoinfluences des fortes teneurs de NH4 et de meacutetaux lourds sur le traitement biologique la
reacuteduction eacutelectrochimique des nitrates en ammonium lors de lrsquoEC du lixiviat bio-traiteacute etc Les
travaux futurs devraient srsquointeacuteresser davantage sur les interactions entre les deux systegravemes selon
leur position dans la filiegravere de traitement
33
13 Probleacutematique hypothegraveses objectifs et originaliteacute
131 Contexte et Probleacutematique
Selon lrsquoacircge de la deacutecharge les lixiviats preacutesenteront des caracteacuteristiques physico-chimiques
diffeacuterentes Les lixiviats issus de deacutecharge laquo jeuneraquo sont caracteacuteriseacutes par des concentrations tregraves
eacuteleveacutees en matiegraveres organiques biodeacutegradables tandis qursquoon retrouve dans les lixiviats
laquo matures raquo des concentrations en matiegraveres organiques plus faibles mais qui sont de nature
reacutefractaire (Ehrig 1989 Harmsen 1983 Kjeldsen et al 2002) De ce fait il ne serait pas
convenable drsquoappliquer la mecircme meacutethode de traitement sur diffeacuterents types de lixiviats En plus
de leur complexiteacute les lixiviats sont soumis agrave des normes de rejet tregraves contraignantes
(MDDELCC 2009) Au Queacutebec drsquoici 2018 les exploitants de site drsquoenfouissement auront
lrsquoobligation de disposer sur site leur propre filiegravere de traitement des lixiviats Ce qui neacutecessite la
mise en place des systegravemes drsquoeacutepuration techniquement fiables et eacuteconomiquement rentables
Les proceacutedeacutes biologiques largement utiliseacutes pour le traitement des lixiviats jeunes
biodeacutegradables trouvent leur limite quand il srsquoagit drsquoeacutepurer des lixiviats laquo matures raquo bio-
reacutefractaires De plus les fortes concentrations de DBO5 et drsquoazote ammoniacal retrouveacutees dans
les lixiviats laquo jeunes raquo entraicircnent une augmentation de lrsquoemprise au sol des ouvrages et allongent
les temps de traitement Pour remeacutedier agrave cette probleacutematique des technologies physico-
chimiques sont souvent coupleacutees avec les proceacutedeacutes biologiques afin de pouvoir traiter
efficacement diffeacuterents types de lixiviats Dans cette preacutesente eacutetude la biofiltration et
lrsquoeacutelectrocoagulation sont mises en synergie afin de traiter efficacement les lixiviats et de
rencontrer les normes strictes de rejet en vigueur dans la province du Queacutebec Cependant le
couplage des proceacutedeacutes de BF et drsquoEC preacutesentent diffeacuterentes incertitudes technologiques qui
34
meacuteritent drsquoecirctre eacutetudieacutees en laboratoire avant la mise en eacutechelle drsquoun tel proceacutedeacute de couplage
Certaines incertitudes lieacutees agrave ce couplage sont abordeacutees dans les hypothegraveses de recherches
preacutesenteacutees ci-apregraves
35
132 Hypothegraveses
Lors du couplage de la BF et lrsquoEC diffeacuterentes hypothegraveses peuvent ecirctre eacutenumeacutereacutees suivant la
disposition des deux ouvrages dans la filiegravere de traitement Le sceacutenario 1 consiste agrave installer la
BF en amont de lrsquoEC et le sceacutenario 2 consiste agrave installer la BF en aval du proceacutedeacute drsquoEC
1321 Sceacutenario 1 (Biofiltration suivie drsquoEacutelectrocoagulation)
Hypothegravese 1 La BF permettrait lrsquoeacutelimination de lrsquoazote ammoniacal ainsi que la matiegravere
organique biodeacutegradable (DBO) contenus dans le lixiviat brut Le traitement secondaire drsquoEC
permettrait drsquoeacuteliminer la DCO reacutefractaire caracteacuteriseacutee par des composeacutes de poids moleacuteculaires
eacuteleveacutes qui srsquoadsorberaient relativement bien sur les hydroxydes meacutetalliques formeacutes lors de lrsquoEC
(Tsai et al 1997)
Hypothegravese 2 Les lixiviats peuvent contenir des teneurs eacuteleveacutees en alcaliniteacute Crsquoest souvent le
cas des lixiviats matures ayant des teneurs tregraves faibles en acides gras volatils Cette alcaliniteacute
pourrait avoir une importance significative sur le processus de lrsquoeacutelimination de lrsquoazote car les
bacteacuteries autotrophes responsables de la nitrification utilisent le carbone mineacuteral (HCO3- et CO3
2-
) comme source de carbone La consommation de cette alcaliniteacute permettrait drsquoalimenter la
cellule drsquoEC avec une eau moins entartrante qui aura comme avantage la limitation des
pheacutenomegravenes drsquoencrassement des eacutelectrodes
36
Hypothegravese 3 Les ions nitrates issus du processus de nitrification du NH4 peuvent ecirctre reacuteduits
de faccedilon eacutelectrochimique lors du traitement drsquoEC Les produits principaux de cette reacuteaction
seront les nitrites et lrsquoazote ammoniacal (Eacutequations 18 et 19)
Eacutequation 1-8
Eacutequation 1-9
1322 Sceacutenario 2 (Eacutelectrocoagulation suivie de biofiltration)
Hypothegravese 4 Placer le proceacutedeacute drsquoEC en amont de la BF permettrait de reacuteduire
significativement les matiegraveres en suspension et autres reacutesidus solides Ceci peut avoir un impact
positif sur la BF en limitant les problegravemes de colmatage La reacuteduction de la teneur en meacutetaux
lourds via lrsquoEC permettra drsquoalimenter le biofiltre avec un effluent moins toxique ce qui
permettrait drsquoallonger la dureacutee de fonctionnement normal du biofiltre
Hypothegravese 5 Eacutetant donneacute que lrsquoEC est tregraves efficace en termes drsquoeacutelimination du phosphore une
carence de ce dernier pourrait ecirctre noteacutee dans les effluents drsquoEC Ceci pourrait avoir un impact
neacutegatif sur les performances eacutepuratoires du biofiltre qui sera alimenteacute avec une eau carenceacutee en
phosphore Il serait pertinent drsquoajuster les conditions opeacuteratoires de traitement par EC (ex
ajustement de la densiteacute de courant et du temps drsquoeacutelectrolyse) pour maintenir un reacutesiduel de
phosphore et eacuteviter une carence en phosphore lors du traitement subseacutequent par biofiltration (BF)
biologique
37
Hypothegravese 6 Certains types de lixiviats peuvent contenir des teneurs eacuteleveacutees en TAC (Titre
Alcalimeacutetrie Total) Cette alcaliniteacute peut avoir une influence neacutegative dans le cas du sceacutenario 2
En fait les ions bicarbonates preacutesents dans le lixiviat brut peuvent reacuteagir avec les ions
hydroxydes formeacutes agrave la cathode selon la reacuteaction suivante (Eacutequation 110)
Eacutequation 1-10
Cette reacuteaction peut entrer en compeacutetition avec la reacuteaction de formation des hydroxydes
meacutetalliques responsables de lrsquoeacutepuration Ceci retarderait ainsi la formation des hydroxydes
meacutetalliques rechercheacutes Un autre inconveacutenient lieacute agrave cette reacuteaction sera lrsquoaccumulation des ions
carbonates (CO32-
) Les ions carbonates formeacutes peuvent preacutecipiter avec certains cations comme
le calcium et le magneacutesium et causer lrsquoencrassement des eacutelectrodes (Mollah et al 2004)
Hypothegravese 7 On note geacuteneacuteralement une augmentation du pH apregraves un traitement drsquoEC Cette
hausse est principalement lieacutee agrave lrsquoaccumulation des ions hydroxydes formeacutes agrave la cathode Une
augmentation du pH en sortie drsquoEC peut avoir un effet neacutefaste sur le proceacutedeacute de biofiltration car
il existe un intervalle de pH pour lequel lrsquoactiviteacute des microorganismes est optimale (Villaverde
et al 1997) Il serait neacutecessaire de maicirctriser le pH en sortie drsquoEC dans le sceacutenario 2
39
133 Objectifs
Lrsquoobjectif geacuteneacuteral de ce projet consiste agrave deacutevelopper un systegraveme de traitement des lixiviats en
combinant un proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation (EC) et de biofiltration (BF) et drsquooptimiser son mode
de fonctionnement pour le traitement de lixiviat issu de lieu drsquoenfouissement sanitaire (LES) en
utilisant lrsquoEC en aval comme traitement de polissage ou en amont comme preacutetraitement au
proceacutedeacute de BF Ces travaux devraient permettre de reacutepondre aux incertitudes technologiques
souleveacutees par ce couplage Les objectifs speacutecifiques de ces travaux sont les suivants
1) Caracteacuteriser les performances des proceacutedeacutes de BF et drsquoEC afin de deacuteterminer les forces et
faiblesses de chaque technologie utiliseacutee seule pour le traitement des lixiviats de LES
2) Eacutetudier les incertitudes technologiques lieacutees au couplage des deux technologies en
expeacuterimentant les deux sceacutenarios (Sceacutenario 1 = BF EC et Sceacutenario 2 = EC BF)
Parmi les incertitudes technologiques on peut citer lrsquoimpact de lrsquoalcaliniteacute sur lrsquoEC le
risque de la reacuteduction eacutelectrochimique des nitrates en ammonium pendant lrsquoEC du lixiviat
bio-filtreacute les impacts de la carence en phosphore de la preacutesence de meacutetaux reacutesiduels ou de
lrsquoaugmentation du pH sur le traitement biologique etc
3) Accroitre la capaciteacute drsquoeacutelimination des polluants de type organique (DCO substances
humiques etc) inorganique (polluants azoteacutes et phosphoreacutes meacutetaux toxiques etc) et
microbiens (coliformes feacutecaux et autres germes pathogegravenes) en optimisant les paramegravetres
opeacuteratoires de la BF (charges organiques et hydrauliques teneurs en alcaliniteacute et en
phosphore etc) et de lrsquoEC (densiteacute de courant temps de traitement types drsquoeacutelectrodes
etc)
40
4) Reacutealiser le fractionnement de la matiegravere organique dissoute (acides humiques acides
fulviques et composeacutes hydrophiles) afin drsquoidentifier les fractions organiques
preacutefeacuterentiellement eacutelimineacutees par chacun des deux proceacutedeacutes
5) Reacutealiser une eacutetude technico-eacuteconomique du proceacutedeacute en consideacuterant les coucircts drsquoexploitation
de la filiegravere de traitement
41
134 Originaliteacute
Bien que les proceacutedeacutes drsquoeacutelectrocoagulation et de biofiltration aient eacuteteacute bien documenteacutes dans la
litteacuterature lrsquoeacutetude de leur combinaison dans une mecircme filiegravere de traitement reste agrave deacutevelopper
Aux meilleures de nos connaissances aucune eacutetude de ce couplage nrsquoa eacuteteacute reacutealiseacutee en vue de
traiter des lixiviats des lieux drsquoenfouissement sanitaires Les rares eacutetudes existantes srsquointeacuteressent
principalement agrave lrsquoeacutelectrocoagulation de lixiviat issus drsquoune filiegravere biologique (Norma et al
2012a Top et al 2011) Toutefois les incertitudes lieacutees agrave ce couplage ainsi que les interactions
entre les deux systegravemes nrsquoont pas eacuteteacute eacutelucideacutees Lrsquooriginaliteacute de notre eacutetude consiste agrave soulever
les incertitudes technologiques lieacutees au coulage de ces proceacutedeacutes et de proposer des solutions
techniques adapteacutees qui permettront de traiter les lixiviats conformeacutement agrave la leacutegislation
queacutebeacutecoise Pour ce faire nous expeacuterimenterons diffeacuterentes configurations (Sceacutenario 1 BF
suivie drsquoEC et sceacutenario 2 EC suivie de BF) et eacutetudierons en deacutetail les interactions entre les deux
proceacutedeacutes selon leurs positions dans la filiegravere de traitement
Vue la complexiteacute et la diversiteacute des lixiviats il est difficile de traiter tous ces effluents avec un
seul proceacutedeacute drsquoeacutepuration Geacuteneacuteralement chaque type de lixiviat est traiteacute par un proceacutedeacute
speacutecifique Par exemple pour les lixiviats jeunes les proceacutedeacutes biologiques sont souvent utiliseacutes
tandis que les proceacutedeacutes drsquooxydation avanceacutee ou physico-chimiques sont employeacutes (seuls ou en
combinaison avec drsquoautres proceacutedeacutes biologiques) pour lrsquoeacutepuration des lixiviats matures Par
association drsquoun proceacutedeacute biologique et eacutelectrochimique notre approche preacutesente lrsquoavantage de
pouvoir traiter diffeacuterents types de lixiviats jeunes intermeacutediaires et matures
43
14 Deacutemarche meacutethodologique
141 Caracteacuterisation du lixiviat brut
La premiegravere partie des travaux consistera en la caracteacuterisation physicochimique des lixiviats afin
drsquoidentifier de faccedilon preacutecise les diffeacuterents contaminants (organiques inorganiques et microbiens)
et eacutevaluer leur teneur initiale Ce travail de caracteacuterisation permettra de classer le lixiviat selon
son acircge (jeune intermeacutediaire ou mature) La connaissance de la teneur initiale de certains
paramegravetres comme le NH4 le PO4 la DBO5 et les MES permettra de deacutefinir les charges
hydrauliques et organiques agrave appliquer dans la colonne de BF pour un fonctionnement optimal
142 Eacutetude du sceacutenario 1 BF suivie drsquoEC
Lrsquoobjectif de cette partie du projet vise agrave eacutetudier les performances du proceacutedeacute de la BF pour le
traitement du lixiviat brut ainsi que les performances de lrsquoEC pour le traitement du lixiviat bio-
filtreacute La figure 13 reacutesume les diffeacuterentes activiteacutes en lien avec agrave lrsquoeacutetude du sceacutenario 1 Les
travaux relatifs agrave cette partie seront reacutealiseacutes avec des uniteacutes de BF et drsquoEC de types laboratoires
A la fin de la peacuteriode drsquoacclimatation avec le lixiviat brut la colonne de BF sera alimenteacutee en
lixiviat avec des faibles charges organiques afin de promouvoir une bonne deacutegradation de la
matiegravere organique ainsi qursquoune nitrification totale
Les performances de la BF seront eacutevalueacutees en effectuant un suivi reacutegulier des polluants en entreacutee
et sortie de la colonne Les paramegravetres suivis sur une base reacuteguliegravere (2 fois par semaine) sont la
DCO le NH4 le PO4 la turbiditeacute et le pH Toutefois drsquoautres paramegravetres tels que la DBO5 la
couleur lrsquoalcaliniteacute les meacutetaux lourds les coliformes totaux et les nitrates seront mesureacutees agrave des
intervalles de temps plus eacutelargies
44
Une fois la colonne de biofiltration stabiliseacutee (fonctionnement optimal) le lixiviat bio-filtreacute sera
utiliseacute pour reacutealiser les expeacuteriences drsquoEC Pendant ces expeacuteriences les effets des diffeacuterents
paramegravetres influents sur les performances de lrsquoEC seront investigueacutes Parmi les paramegravetres
influents on peut citer la densiteacute de courant (3 agrave 15 mAcm2) le temps de traitement (5 agrave 30
minutes) lrsquoalcaliniteacute et le type drsquoanode (magneacutesium aluminium et fer) Les performances du
proceacutedeacute drsquoEC seront eacutevalueacutees en suivant diffeacuterents indicateurs avant et apregraves traitement Les
paramegravetres suivis seront le pH final la DCO le NH4 le PO4 la couleur et la quantiteacute de reacutesidus
meacutetalliques produite
Il est eacutegalement preacutevu lors de lrsquoeacutetude du sceacutenario 1 de reacutealiser le fractionnement la matiegravere
organique dissoute afin drsquoidentifier les performances de la BF et de lrsquoEC sur chaque fraction
organique La matiegravere organique sera fractionneacutee en 3 groupes (acides humiques acides
fulviques et composeacutes hydrophiles) en proceacutedant par diffeacuterentes eacutetapes de preacutecipitation
drsquoadsorption et de deacutesorption Les expeacuteriences de fractionnement du lixiviat se feront avant et
apregraves traitement agrave chaque eacutetape de traitement
Le pheacutenomegravene de la reacuteduction eacutelectrochimique des nitrates en ammonium sera eacutegalement
investigueacute pendant cette eacutetude Vu qursquoil srsquoagit drsquoune reacuteaction de reacuteduction diffeacuterentes cathodes
seront expeacuterimenteacutees afin drsquoidentifier sur quelle(s) cathode(s) la production drsquoazote ammoniacal
sera la moindre Les cathodes qui seront eacutetudieacutees sont le fer lrsquoaluminium lrsquoacier inoxydable le
cuivre et le titane platineacute Lrsquousage de la technique voltampeacuteromeacutetrique permettra drsquoobserver dans
un premier temps le comportement de chaque cathode vis-agrave-vis de la reacuteaction de la reacuteduction des
nitrates Par la suite les diffeacuterentes cathodes seront expeacuterimenteacutees dans une cellule drsquoEC avec
une solution syntheacutetique contenant uniquement des nitrates (solution de nitrate de sodium) puis
avec le lixiviat issus du traitement de biofiltration Il est aussi envisageacute drsquoeacutetudier lrsquoinfluence de la
45
surface cathodique sur la formation du NH4 en expeacuterimentant diffeacuterentes valeurs de surface agrave la
cathode lors de lrsquoEC
Figure 1-3 Deacutemarche expeacuterimentale des travaux du sceacutenario 1
143 Eacutetude du sceacutenario 2 EC suivie de la BF
Certains polluants tels que les meacutetaux lourds les matiegraveres en suspension (MES) et autres
polluants toxiques retrouveacutes dans les lixiviats peuvent empecirccher le bon fonctionnement du
proceacutedeacute biologique Cette partie du projet (Sceacutenario 2) vise agrave appliquer le proceacutedeacute
drsquoeacutelectrocoagulation comme technique de traitement primaire des lixiviats suivi du proceacutedeacute de
bull Utilisation du lixiviat brut comme inoculum
bull Suivi de la teneur en NH4 en sortie pendant la peacuteriode drsquoacclimatation
Eacutetape 1 Acclimatation du biofiltre
bull Faible charge organique 005 kg N-NH4m2j
bull Paramegravetres suivis DCO DBO NH4 PO4 turbiditeacute alcaliniteacute couleur pH et meacutetaux
Eacutetape 2 Biofiltration du lixiviat brut
bull Eacutetudes des paramegravetres influents densiteacute de courant temps de traitement alcaliniteacute et type drsquoanode (Mg Al et Fe)
bull Paramegravetres suivis DCO NH4 pH couleur Reacutesidus meacutetalliques et meacutetaux
Eacutetape 3 Eacutelectrocoagulation du
lixiviat bio-filtreacute
bull Caracteacuterisation de la teneur en acides humiques acides fulviques et composeacutes hydrophiles avant et apregraves chaque eacutetape de BF et drsquoEC
Eacutetape 4 Fractionnement de la matiegravere organique
dissoute
bull Cathodes expeacuterimenteacutees Al Fe Inox Cu et TiPt
bull Eacutetude voltampeacuteromeacutetrique
bull EC avec une solution syntheacutetique de NaNO3
bull EC du lixiviat bio-filtreacute
bull Influence de la surface cathodique sur la production de NH4
Eacutetape 5 Eacutetude de la reacuteduction eacutelectrochimique
des nitrates
46
biofiltration comme traitement secondaire Pour cette partie du projet il est preacutevu drsquoexpeacuterimenter
un lixiviat de nature diffeacuterente de celle utiliseacutee lors de lrsquoeacutetude du sceacutenario 1
La premiegravere phase de cette eacutetude consistera agrave eacutevaluer les performances de la cellule drsquoEC pour
le traitement du lixiviat brut Pour ce faire nous eacutetudierons lrsquoinfluence de la densiteacute de courant et
du temps de traitement sur les performances de lrsquoEC Le mateacuteriel anodique qui a donneacute les
meilleures performances lors du sceacutenario 1 sera utiliseacute pour lrsquoeacutetude du sceacutenario 2 Avant et apregraves
chaque expeacuterience des analyses physico-chimiques seront reacutealiseacutees sur les lixiviats bruts et le
surnageant des lixiviats eacutelectro-coaguleacutes afin de juger de lrsquoefficaciteacute du traitement Les
paramegravetres agrave analyser seront le pH final et initial la DCO la DBO5 le NH4 le PO4 la couleur
les meacutetaux et la quantiteacute des reacutesidus meacutetalliques formeacutes Une fois les paramegravetres optimaux
identifieacutes (intensiteacute de courant et temps de traitement) nous utiliserons le surnageant issu du
traitement drsquoEC pour alimenter la colonne de biofiltration Les charges organiques et
hydrauliques agrave appliquer dans le biofiltre respecteront les valeurs preacutesenteacutees dans le tableau 14
Comme lors de lrsquoeacutetude du sceacutenario 1 un suivi reacutegulier des performances du biofiltre (2 fois par
semaine) sera meneacute Les indicateurs agrave mesurer en entreacutee et sortie de colonne seront le pH la
DCO le NH4 le PO4 la couleur et les meacutetaux Il est agrave noter que le fait de placer la filiegravere drsquoEC
en amont peut avoir une influence significative sur le traitement biologique Il est suspecteacute
drsquoobserver apregraves EC du lixiviat brut une augmentation du pH et une baisse de lrsquoalcaliniteacute du
phosphore et de la matiegravere organique biodeacutegradable (DBO) Ces pheacutenomegravenes peuvent amener agrave
reacuteeacutequilibrer le lixiviat eacutelectro-coaguleacute (ajustement du pH apport en phosphore en alcaliniteacute ou
en matiegravere organique) pour maintenir un bon fonctionnement du systegraveme biologique Toutefois
la colonne sera alimenteacutee dans un premier temps avec le lixiviat eacutelectro-coaguleacute tel qursquoil sera
avant drsquoentreprendre toute action drsquoeacutequilibrage de la nature du lixiviat
47
Des expeacuteriences de fractionnement de la matiegravere organique seront aussi reacutealiseacutees sur le lixiviat
brut le lixiviat eacutelectro-coaguleacute et le lixiviat bio-filtreacute
144 Eacutetude technico-eacuteconomique
Une analyse technico-eacuteconomique sommaire sera effectueacutee au terme des essais meneacutes au
laboratoire afin drsquoidentifier la (les) filiegravere(s) de traitement (BFEC ou ECBF) la (les) plus
performante(s) drsquoun point de vue eacuteconomique et technique Il convient de noter qursquoune analyse
technico-eacuteconomique complegravete doit tenir en compte les coucircts drsquoinvestissement en capital
(CAPEX = Capital Expenditure) et les frais drsquoexploitation (OPEX = Operating Expenditure) Le
CAPEX regroupe les coucircts lieacutes agrave lrsquoacquisition et agrave lrsquoinstallation des eacutequipements et des ouvrages
de geacutenie civil ainsi que la mise en service du proceacutedeacute Concernant lrsquoOPEX il englobe les
deacutepenses reacutecurrentes lieacutees au fonctionnement du proceacutedeacute agrave savoir les coucircts de matiegraveres
premiegraveres de lrsquoeacutenergie de la gestion des sous-produits de la main drsquoœuvre etc Une telle eacutetude
est neacutecessaire avant toute mise en eacutechelle drsquoun proceacutedeacute de traitement Cependant dans le cas
preacutesent lrsquoeacutetude technico-eacuteconomique sera limiteacutee aux frais drsquoexploitation du proceacutedeacute Ces coucircts
prendront en consideacuteration les coucircts de pompage et drsquoaeacuteration pour le biofiltre les coucircts de
consommation eacutenergeacutetique pour la dissolution anodique les coucircts de renouvellement des anodes
et du meacutedia filtrant ainsi que les coucircts de traitement des reacutesidus meacutetalliques (boues) formeacutes apregraves
EC Lrsquoeacutetude permettra ainsi drsquoestimer sur la base des reacutesultats de laboratoire les paramegravetres qui
ont plus drsquoinfluence sur le coucirct drsquoexploitation du proceacutedeacute
49
15 Mateacuteriel et meacutethodes
Pour la reacutealisation des expeacuteriences nous avons eu recours agrave des uniteacutes de biofiltration et
drsquoeacutelectrocoagulation de types laboratoire fournies par les partenaires industriels du projet
Cependant face agrave des besoins speacutecifiques rencontreacutes au cours du projet de recherche nous avons
eacutegalement eu agrave confectionner drsquoautres reacuteacteurs de type laboratoire La colonne de biofiltration a
eacuteteacute fournie par le CRIQ et la version industrielle est commercialiseacutee sous le nom de BIOSORMD
La cellule drsquoeacutelectrocoagulation est conccedilue par la compagnie E2metrix le modegravele industriel de
cette uniteacute est commercialiseacute sous le nom drsquoECOTHOR Dans ce chapitre nous preacutesenterons la
description technique des uniteacutes utiliseacutees ainsi que les meacutethodes analytiques utiliseacutees pour
caracteacuteriser les lixiviats et pour suivre les performances eacutepuratoires des deux systegravemes
151 Dispositifs expeacuterimentaux
1511 La colonne de biofiltration pour lrsquoeacutetude du sceacutenario 1
La colonne est constitueacutee en PVC translucide de 2 m de hauteur et 20 cm de diamegravetre Le
garnissage de la colonne est composeacute principalement de la tourbe et des copeaux de bois Ces
deux composants sont disposeacutes sur 4 couches (Figure 14) Une premiegravere couche supeacuterieure
grossiegravere composeacutee uniquement de copeaux qui a pour rocircle de faciliter le passage du liquide et
limiter le colmatage La 2egraveme
et 4egraveme
couche de composition similaire (75 de copeaux de bois
20 de tourbe et 5 de calcite) (pourcentage volumique) ont des eacutepaisseurs respectives de 30 et
90 cm La calcite (CaCO3) rajouteacutee dans ces couches permet agrave la fois de stabiliser le pH de
lrsquoeffluent gracircce au pouvoir tampon des carbonates et drsquooptimiser la nitrification avec la
disponibiliteacute drsquoune source de carbone mineacuteral pour les bacteacuteries autotrophes responsables de la
50
nitrification Entre la 2egraveme
et la 4egraveme
couche est placeacutee une autre couche de 30 cm de copeaux de
bois pour faciliter la percolation du liquide dans le milieu filtrant
Figure 1-4 Composition du garnissage de la colonne de biofiltration
La figure 15 scheacutematise les eacuteleacutements peacuteripheacuteriques associeacutes agrave lrsquoinstallation de la colonne (voir
figure 16 pour la photographie de lrsquoinstallation) Une pompe peacuteristaltique (Masterflex Console
Drive Cole-Parmer Instrument Co Canada) relieacutee agrave une minuterie (Omron H5CX OMRON
Japan) permet drsquoacheminer lrsquoaffluent brut en tecircte de colonne par pulsation agrave un deacutebit choisi selon
les caracteacuteristiques du lixiviat agrave traiter De lrsquoair comprimeacute est utiliseacute pour lrsquoaeacuteration de la
colonne Lrsquoinjection drsquoair se fait de faccedilon ascendante par le bas de la colonne (pleacutenum) Lrsquoair et
le lixiviat agrave traiter sont en contre-courant Le deacutebit drsquoair est drsquoabord mesureacute par un deacutebitmegravetre agrave
51
flotteur (Cole-Parmer Valved Acrylic Flowmeter 0 - 20 LPM) ensuite humidifieacute par barbotage
dans un ballon drsquoeau avant drsquoecirctre injecteacute dans la colonne Cette eacutetape drsquohumidification de lrsquoair
permet de ne pas asseacutecher la colonne en y injectant de lrsquoair tregraves sec La quantiteacute drsquoair est
maintenue agrave un deacutebit de 5 Lmin ce qui correspondant agrave une vitesse superficielle en fut vide
autour de 10 mh Afin de limiter la biodeacutegradation de lrsquoaffluent brut au cours du temps le bac
drsquoalimentation (contenant de 20 L) est placeacute dans une chambre froide agrave une tempeacuterature oscillant
aux alentours de 5 agrave 7degC Un col de cygne a eacuteteacute installeacute en bas de la colonne ce qui permettra
drsquoestimer la perte de charge dans la colonne en veillant sur le niveau drsquoeau du col de cygne La
colonne est recouverte drsquoun tissu noir et sombre dans le but de limiter la prolifeacuteration des
microorganismes photosyntheacutetiques et aussi de se rapprocher des conditions reacuteelles de
fonctionnement du BIOSOR qui est installeacute sous terre lors des installations agrave grande eacutechelle
Figure 1-5 Structure scheacutematique de lrsquoinstallation de la colonne de biofiltration
52
Figure 1-6 Photographie du dispositif de biofiltration
1512 La colonne de biofiltration pour lrsquoeacutetude du sceacutenario 2
Afin de minimiser les besoins en lixiviat eacutelectro-coaguleacute une version de la colonne de BF plus
petite que celle utiliseacutee lors du sceacutenario 1 a eacuteteacute construite pour lrsquoeacutetude du sceacutenario 2 Cette
colonne drsquoune hauteur de 50 cm et drsquoun diamegravetre de 76 avait un garnissage similaire que la
colonne preacutesenteacutee preacuteceacutedemment Cependant les hauteurs des diffeacuterentes couches de garnissage
ont eacuteteacute adapteacutees agrave la taille de cette colonne De ce fait on retrouve les hauteurs de garnissage
suivantes (du haut vers le bas) 312 cm (copeaux de bois) 937 cm (75 copeaux de bois + 20
53
de tourbe et 5 de calcite) 937 cm (copeaux de bois) et 2812 cm (75 copeaux de bois + 20
de tourbe et 5 de calcite) Pour avoir une vitesse superficielle de 533 mh le deacutebit drsquoair eacutetait
fixeacute agrave 04 Lmin
1513 La cellule drsquoeacutelectrocoagulation pour lrsquoeacutetude des sceacutenarios 1 et 2
Le reacuteacteur drsquoEC agrave une capaciteacute de traitement de 15 L par batch et est composeacute de 4 eacuteleacutements
principaux la cathode lrsquoanode la boucle de recirculation et le geacuteneacuterateur de courant (Figure 17
et figure 18) La cathode de forme cylindrique creuse (longueur = 72 cm et diamegravetre exteacuterieur =
5 cm) est faite en acier inoxydable Lrsquoanode est constitueacutee drsquoune tige cylindrique pleine drsquoune
longueur de 88 cm et drsquoun diamegravetre 19 cm Nous disposons trois types de mateacuteriaux pour
lrsquoanode aluminium fer et alliage de magneacutesium La tige anodique est placeacutee agrave lrsquointeacuterieur du
cylindre creux (cathode) de faccedilon coaxiale par lrsquointermeacutediaire drsquoune jonction agrave filetage La
surface anodique en contact avec le liquide agrave traiter est 476 cm2 Le systegraveme dispose eacutegalement
une boucle de recirculation avec une pompe (Iwaki Magnet Pump MD 10L IWAKI CO LTD
Japan) et une vanne manuelle de reacutegulation du taux de recirculation La recirculation du liquide
permet de maintenir un milieu homogegravene dans le module de traitement Une ouverture conique
permet le remplissage du systegraveme par le haut tandis qursquoune vanne manuelle situeacutee dans la partie
basse permet agrave la fois de vidanger le systegraveme apregraves lrsquoopeacuteration et de reacutealiser des preacutelegravevements
drsquoeacutechantillons au cours du traitement Un geacuteneacuterateur de courant continu XFR 40 V -70 A
(Xantrex Technology Burnaby Colombie-Britannique Canada) assure la circulation eacutelectrique
dans le systegraveme par des branchements eacutelectriques sur la surface exteacuterieure de la cathode et
lrsquoextreacutemiteacute supeacuterieure de lrsquoanode Le dispositif est nettoyeacute 3 fois avec lrsquoeau du robinet apregraves
chaque expeacuterience drsquoEC Un nettoyage plus rigoureux avec de lrsquoacide chlorhydrique (30) a eu
lieu apregraves chaque seacuterie de 5 expeacuteriences Ce nettoyage permet de dissoudre gracircce agrave lrsquoaciditeacute les
54
reacutesidus meacutetalliques logeacutes dans le systegraveme Les anodes eacutetaient polies meacutecaniquement avec du
papier abrasif avant chaque expeacuterience drsquoEC A la fin de chaque expeacuterience le lixiviat est
deacutecanteacute de faccedilon naturelle pendant au moins 1h avant de preacutelever le surnageant pour 1) analyse
dans le cas du sceacutenario 1 ou 2) pour alimenter le biofiltre dans le cas du sceacutenario 2
Figure 1-7 Repreacutesentation scheacutematique du reacuteacteur drsquoeacutelectrocoagulation
55
Figure 1-8 Photographie du dispositif drsquoeacutelectrocoagulation
1514 La cellule drsquoeacutelectrocoagulation pour lrsquoeacutetude de la reacuteduction des nitrates
Pour lrsquoeacutetude de la reacuteduction eacutelectrochimique des nitrates un autre reacuteacteur a eacuteteacute conccedilu afin de
pouvoir expeacuterimenter diffeacuterents type de cathode Le reacuteacteur avait une capaciteacute de traitement de
1 L et la distance entre les eacutelectrodes est de 1 cm (Figure 19) Les eacutelectrodes eacutetaient sous forme
rectangulaire avec 11 cm longueur et 10 cm de largeur Avant chaque expeacuterience les eacutelectrodes
eacutetaient meacutecaniquement polies avec du papier abrasif et ensuite trempeacutees pendant 30 minutes
dans une solution drsquoacide sulfurique agrave 5 avant drsquoecirctre rinceacutees abondamment avec de lrsquoeau
distilleacutee Un geacuteneacuterateur de courant (Xantrex XFR40-70 (Aca Tmetrix Mississauga ON
Canada)) eacutetait utiliseacute pour fixer lrsquointensiteacute deacutesireacutee entre les eacutelectrodes Apregraves 30 minutes de
56
traitement la suspension est deacutecanteacutee de faccedilon naturelle avant de preacutelever le surnageant pour
analyses Les eacutechantillons preacuteleveacutes sont acidifieacutes agrave un pH lt 2 afin de limiter le stripage du NH3
Figure 1-9 Reacuteacteur deacutelectrocoagulation pour leacutetude de la reacuteduction eacutelectrochimique
des nitrates
1515 Le dispositif de voltampeacuterommeacutetrie
La voltampeacuteromeacutetrie lineacuteaire (VL) eacutetait effectueacutee dans une cellule agrave compartiment unique
constitueacutee de trois eacutelectrodes lrsquoeacutelectrode de travail (ET) la contre-eacutelectrode (feuille de platine
de 1cm2) et lrsquoeacutelectrode de reacutefeacuterence (AgAgCl avec du KCl satureacute) (Figure 110) Les embouts
utiliseacutes comme ET (Fe Inox Cu et Pt) proviennent du fournisseur Radiometer Analytical
Villeurbane France Excepteacute lrsquoAl qui avait une surface de 0785 cm2 le reste des ETs avait une
1 Reacuteacteur
2 Eacutelectrodes
3 Geacuteneacuterateur de courant
4 Bac de recirculation
5 Boucle de recirculation
6 Pompe de recirculation
57
surface active de 0196 cm2 Avant chaque essai les ETs eacutetaient vigoureusement nettoyeacutes suivant
le protocole suivant polissage meacutecanique avec du papier fin BUEHLER MICROCLOTH PSA
rinccedilage avec de lrsquoeau distilleacutee immersion pendant 10 secondes dans de lrsquoacide sulfurique
concentreacute deuxiegraveme rinccedilage avec de lrsquoeau distilleacutee deuxiegraveme polissage meacutecanique et rinccedilage
final avec de lrsquoeau distilleacutee Afin drsquoeacuteviter toute interfeacuterence entre la reacuteduction de lrsquooxygegravene
dissous et celle des nitrates lrsquoO2 dissous de la solution de travail (50 mL) est strippeacute en faisant
barbotant de lrsquoazote gazeux (Nitrogen Zero 02 grade Linde Canada) dans la solution pendant
au moins 10 minutes Du perchlorate de sodium (NaClO4 05 M) est utiliseacute comme support
eacutelectrolytique Le choix de ce composeacute est justifieacute par le fait qursquoil ne sera pas reacuteduit dans la
reacutegion eacutelectrochimique expeacuterimenteacutee Du nitrate de sodium (NaNO3 01M) ou du nitrite de
sodium (NaNO2 01M) ont eacuteteacute rajouteacutes dans la solution afin drsquoeacutetudier le comportement
eacutelectrochimique des diffeacuterentes cathodes Un potentiostatgalvanostat (PGZ402 system
Radiometer analytical) piloteacute par le logiciel VoltaMaster 4 (Version 78263383 Radiometer
analytical) a eacuteteacute utiliseacute pour reacutealiser les essais de VL Ces derniers ont eacuteteacute effectueacutes avec une
vitesse de balayage de 50 mVs
58
Figure 1-10 Dispositif expeacuterimental pour les eacutetudes voltampeacuteromeacutetriques
152 Les sites drsquoenfouissements et les lixiviats bruts
Lors de cette eacutetude deux lixiviats ont eacuteteacute expeacuterimenteacutes Le lixiviat utiliseacute dans lrsquoeacutetude du
sceacutenario1 est issu du LES 1 tandis que celui utiliseacute dans le sceacutenario 2 provient du LES 2
1521 LES 1
Ce lieu drsquoenfouissement sanitaire est exploiteacute par la compagnie GESTERRA un des partenaires
du projet La surface du LES est de 44 ha et sa capaciteacute drsquoenfouissement est de 65 000 tonnesan
Les lixiviats collecteacutes 100 m3j sur une moyenne annuelle sont entreposeacutes dans 3 bassins de
stockage drsquoune capaciteacute individuelle de 2750 m3 Ces bassins interconnecteacutes par des
canalisations gardent le mecircme niveau Il est important de noter que ces reacuteservoirs sont agrave ciel
59
ouvert De ce fait des pheacutenomegravenes de dilution par les pluies peuvent avoir lieu surtout en
peacuteriode estivale Le site ne dispose pas de filiegravere de traitement in situ les lixiviats sont collecteacutes
par camions citerne et achemineacutes vers la station drsquoeacutepuration de la ville de Victoriaville
Lrsquoeacutechantillonnage srsquoest fait au point de preacutelegravevement du camion-citerne ougrave convergent les
effluents des trois bassins La freacutequence moyenne des preacutelegravevements est de 3 semaines Cette
freacutequence drsquoeacutechantillonnage rapprocheacutee nous permet aussi de suivre les modifications de la
nature des lixiviats au cours des saisons Afin de limiter le processus de biodeacutegradation les
lixiviats preacuteleveacutes sont stockeacutes dans une chambre froide agrave 4degC en attendant drsquoecirctre utiliseacutes pour les
expeacuteriences
1522 LES 2
Ce LES est opeacutereacute depuis lrsquoan 2000 et reccediloit environ 25000 tonnes de deacutechets par an Ces
deacutechets enfouis sont majoritairement constitueacutes de deacutechets meacutenagers Le site dispose drsquoune
filiegravere complegravete de traitement des lixiviats constitueacutee de bassins drsquoaeacuteration et de deacutecantation des
reacuteacteurs composite agrave tourbe et des lits de tourbe Notre eacutechantillonnage srsquoest fait au niveau du
bassin de reacutetention des lixiviats bruts situeacute en amont de la filiegravere de traitement La freacutequence des
eacutechantillonnages eacutetait de un mois et les lixiviats preacuteleveacutes eacutetaient conserveacutes dans des contenants
de 20 L dans une chambre froide agrave 4degC avant leur utilisation
153 Les meacutethodes analytiques
1531 pH conductiviteacute turbiditeacute couleur et SUVA254nm
Le pH est mesureacute par un pH-megravetre (Accumet excel XL25 - pHmVTempIon meter Fisher
Scientific Co) eacutequipeacute drsquoune eacutelectrode Cole-Palmer agrave double jonction (reacutefeacuterence AgAgCl) La
conductiviteacute est mesureacutee par un conductimegravetre (OAKTON Modegravele 510) Ces appareils sont
60
eacutetalonneacutes avec des solutions drsquoeacutetalonnage approprieacutees avant chaque utilisation quotidienne Un
turbidimegravetre (2100N Laboratory Turbidimeter EPA 115 Vac HACH) servira agrave deacuteterminer la
turbiditeacute en NTU (Uniteacute de Turbiditeacute Neacutepheacutelomeacutetrique) apregraves un calibrage avec des standards de
formazine La couleur des eacutechantillons est estimeacutee par spectrophotomeacutetrie UV-Visible avec la
meacutethode au platine-cobalt (MA 103 ndash Col 20) (Centre dexpertise en analyse environnemental
du Queacutebec 2008) Par cette meacutethode on mesure la couleur vraie de lrsquoeacutechantillon crsquoest-agrave-dire la
couleur due aux substances dissoutes Ce qui neacutecessite une eacutetape intermeacutediaire de filtration ou de
centrifugation pour enlever la turbiditeacute et les matiegraveres en suspension Par la suite on deacutetermine
lrsquoabsorbance de lrsquoeacutechantillon preacutetraiteacute agrave 400 mn gracircce agrave un spectrophotomegravetre UV-Visible (Carry
50 MPR Microplate Reader Varian) La valeur de lrsquoabsorbance de lrsquoeacutechantillon est compareacutee
aux valeurs des standards constitueacutes de chloroplatinate de potassium et de chlorure de cobalt via
une courbe drsquoeacutetalonnage Le reacutesultat est exprimeacute en UCV (Uniteacute de Couleur Vraie) Le
SUVA254nm (Specific UtraViolet Absorption) est une mesure de lrsquoabsorbance agrave 254 nm qui
renseigne sur lrsquoaromaticiteacute de lrsquoeacutechantillon (Weishaar et al 2003) Lrsquoabsorbance agrave 254 nm est
un indice caracteacuteristique des substances posseacutedant une ou plusieurs doubles liaisons Vu la forte
absorbance des substances aromatiques (Ex substances humiques) agrave 254 nm la valeur du
SUVA254nm sera directement proportionnelle agrave la teneur des substances aromatiques de notre
eacutechantillon Pour eacuteviter toute interfeacuterence avec la turbiditeacute lrsquoeacutechantillon est filtreacute agrave 045 microm par
des filtres (MF-Millipore Membrane Filter mixed cellulose esters Hydrophilic 045 microm
25 mm)
61
1532 Demande chimique en oxygegravene (DCO) et Demande biologique en oxygegravene
(DBO5)
La DCO est estimeacutee avec la meacutethode du reflux en systegraveme fermeacute (Centre dexpertise en analyse
environnemental du Queacutebec 2014b) Le principe consiste agrave oxyder par du dichromate de
potassium la matiegravere organique en milieu fortement acide et agrave une tempeacuterature de 150degC
pendant 120 minutes La matiegravere oxydable reacuteagie avec le bichromate de potassium et induit agrave un
changement de couleur proportionnel agrave la quantiteacute de matiegravere organique preacutesente dans
lrsquoeacutechantillon La lecture de lrsquoabsorbance agrave 600 nm des eacutechantillons oxydeacutes permet de correacuteler la
deacutecoloration avec la teneur en matiegravere organique agrave lrsquoaide de courbe drsquoeacutetalonnage sous la forme
Abs = f(DCO) La DCO est exprimeacute en mg drsquoO2L Les eacutechantillons soumis agrave lrsquoanalyse de la
DCO sont acidifieacutes par de lrsquoacide sulfurique concentreacute (pH lt 2) degraves leur preacutelegravevement et
conserveacute agrave une tempeacuterature infeacuterieure agrave 4degC en attendant de reacutealiser les analyses Il est agrave noter
qursquoaucun traitement preacutealable nrsquoest effectueacute sur les eacutechantillons destineacutes agrave lrsquoanalyse de la DCO
La DCO mesureacutee dans ce projet srsquoagit de la DCO total (DCOt)
La mesure de la DBO5 est sous-traiteacutee agrave un laboratoire externe accreacutediteacute (AGAT Laboratoires
Queacutebec Canada) Les eacutechantillons destineacutes agrave la mesure de la DBO sont stockeacutes agrave une
tempeacuterature de -15degC sans aucun agent de conservation le temps de les acheminer pour analyse
La DBO5 est analyseacutee par la meacutethode eacutelectromeacutetrique (Centre dexpertise en analyse
environnemental du Queacutebec 2014a) Le principe de la meacutethode consiste agrave quantifier la
consommation drsquooxygegravene neacutecessaire agrave lrsquooxydation de la matiegravere organique et inorganique
(sulfures ions ferreux composeacutes azoteacutes) apregraves une peacuteriode drsquoincubation de 5 jours agrave 20degC avec
un inoculum acclimateacute La consommation de lrsquooxygegravene qui est proportionnelle agrave la quantiteacute de
matiegravere oxydable est mesureacutee avant et apregraves la peacuteriode drsquoincubation par eacutelectromeacutetrie
62
1533 Azote ammoniacal (NH4) et ortho-phosphate (PO4)
Lrsquoazote ammoniacal (NH4) et lrsquoortho-phosphate (PO4) sont mesureacutes simultaneacutement en ligne avec
les meacutethodes colorimeacutetriques respectives QuikChemreg Method 10-107-06-2-B et QuikChem
reg
Method 10-115-01-1-B (LACHAT Instruments)
Agrave 60degC en milieu alcalin les ions ammonium reacuteagissent avec le salicylate de sodium et
lrsquohypochlorite de sodium pour former un complexe vert dont lrsquointensiteacute de la couleur est
proportionnelle agrave la teneur en ammonium dans lrsquoeacutechantillon La mesure de lrsquoabsorbance agrave 660
nm permettra deacuteterminer la concentration des ions ammoniums par lrsquointermeacutediaire drsquoune courbe
drsquoeacutetalonnage
En milieu acide les ions ortho-phosphates entrent en reacuteaction avec le molybdate drsquoammonium et
le tartrate drsquoantimoine et de potassium pour former un complexe Ce complexe est reacuteduit par la
suite par lrsquoacide ascorbique et forme un autre complexe de couleur bleu dont lrsquointensiteacute est
correacuteleacutee avec la teneur des ions ortho-phosphates La mesure de lrsquoabsorbance du complexe agrave 880
nm permettra deacuteterminer la concentration des ions ortho-phosphates via une courbe
drsquoeacutetalonnage
Toutes les concentrations drsquoazote ammoniacal et drsquoortho-phosphate sont exprimeacutees sous forme
de N-NH4 et P-PO4
1534 Reacutesidus meacutetalliques et analyse des meacutetaux
Les reacutesidus meacutetalliques sont analyseacutes apregraves les expeacuteriences drsquoEC Pour ce faire on preacutelegraveve un
volume de 25 ml de lixiviat eacutelectro-coaguleacute apregraves avoir bien homogeacuteneacuteiseacute la solution
Lrsquoeacutechantillon est ensuite filtreacute agrave travers un filtre en fibre de verre drsquoune porositeacute de 15 microm et
63
drsquoun diamegravetre de 47 mm (Whatman 934-AH) La filtration est faciliteacutee par un dispositif de
pompe agrave vide (Vaccum Pump Marathon Electric Modegravele 5KH36KNA510X) Le gacircteau de
filtration est ensuite placeacute dans une coupelle en aluminium et placeacute au four pendant 2h agrave une
tempeacuterature de 105degC La diffeacuterence massique avant et apregraves filtration rapporteacutee au volume de
filtration nous permet de calculer les reacutesidus solides en kgm3
Les meacutetaux reacutesiduels en solution incluant le phosphore et la composition meacutetallique des reacutesidus
solides et des eacutelectrodes sont deacutetermineacutes par ICP-AES (Spectromeacutetrie par Torche agrave Plasma) (ICP
Optical Emission Spectrometer VARIAN 725-ES) Vu la forte preacutesence des substances
humiques dans les lixiviats une eacutetape preacutealable de digestion des eacutechantillons eacutetait reacutealiseacutee avant
lrsquoanalyse des meacutetaux Ceci permet drsquoavoir les meacutetaux sous forme libre et non sous forme
complexeacutee avec les substances humiques La digestion est reacutealiseacutee en meacutelangeant 15 mL
drsquoeacutechantillon avec 2 mL drsquoacide nitrique concentreacute (HNO3) et 3 mL de peroxyde drsquohydrogegravene
(H2O2) Le meacutelange est ensuite chauffeacute agrave 955degC pendant 2h
Pour les eacutechantillons solides une eacutetape preacutealable de digestion a eacuteteacute aussi reacutealiseacutee avant les
analyses La digestion est effectueacutee en meacutelangeant 05 g de solide dans 15 mL drsquoacide nitrique
concentreacute et 45 mL drsquoacide chlorhydrique concentreacute Cependant certaines analyses sont
reacutealiseacutees avec une digestion agrave lrsquoacide sulfurique concentreacute
1535 Fractionnement de la matiegravere organique
Afin drsquoinvestiguer les performances des deux proceacutedeacutes sur lrsquoabattement de la matiegravere organique
un protocole expeacuterimental a eacuteteacute deacuteveloppeacute afin de fractionner la matiegravere organique dissoute Ce
protocole srsquoest inspireacute drsquoune eacutetude reacutealiseacutee par Van Zomeren et Comans (2007) Toutefois
quelques modifications ont eacuteteacute apporteacutees
64
La matiegravere organique est fractionneacutee en 3 groupes les acides humiques (AH) les acides
fulviques (AF) et les composeacutes hydrophiles (Hyl) La figure 111 scheacutematise les diffeacuterentes
eacutetapes neacutecessaires pour le fractionnement de la matiegravere organique dissous dans la phase liquide
La premiegravere eacutetape (preacutetraitement) permet drsquoenlever les MES ainsi que les colloiumldes et graisses en
filtrant le lixiviat avec une membrane disposant drsquoun diamegravetre de pore de 045 microm Le lixiviat est
par la suite acidifieacute avec du H2SO4 agrave un pH lt 2 afin de preacutecipiter les AH Apregraves centrifugation le
preacutecipiteacute est dissout dans une solution de NaOH 01 M Ensuite le surnageant (AF et Hyl) est
meacutelangeacute avec une reacutesine DAX-8 (Supelitetrade DAX-8 Sigma-Aldrich Co) Cette derniegravere offre
une surface drsquoadsorption aux AF Ainsi apregraves 1h drsquoagitation temps drsquoeacutequilibre drsquoabsorption des
AF tous les AF sont adsorbeacutes sur la surface de la reacutesine La solution est alors filtreacutee On retrouve
les composeacutes hydrophiles dans le filtrat La reacutesine DAX-8 sur laquelle les AF sont adsorbeacutes est
meacutelangeacutee et agiteacutee pendant 2h avec une solution de NaOH 01 M afin de deacutesorber les AF La
fraction liquide contenant les AF est ainsi isoleacutee de la reacutesine apregraves une peacuteriode de deacutecantation 5
minutes Des analyses de COT et de DCO sont reacutealiseacutees sur chaque fraction de la matiegravere
organique
65
Figure 1-11 Les eacutetapes de fractionnement de la matiegravere organique des lixiviats
66
154 Calcul des coucircts drsquoexploitation du proceacutedeacute
Les coucircts consideacutereacutes pour lrsquoeacutetude technico-eacuteconomiques sont les coucircts lieacutes agrave la meacutecanique de
pompage et drsquoaeacuteration du biofiltre lrsquoeacutenergie drsquohydrolyse le renouvellement des anodes et du
media filtrant ainsi que le traitement des boues obtenues apregraves EC
Pompage et aeacuteration du biofiltre
Pour le meacutecanisme de pompage et drsquoaeacuteration du biofiltre le CRIQ concepteur du biofiltre utiliseacute
lors de cette eacutetude a estimeacute le coucirct du megravetre cube drsquoeau traiteacutee agrave 0109 $CAD Les moteurs
utiliseacutes ont une puissance nominale de 845 kW et sont opeacutereacutes agrave une puissance de 718 kW soit
une charge drsquoutilisation de 85
Renouvellement du meacutedia filtrant (MF) du biofiltre
Le coucirct de matiegravere premiegravere du MF est estimeacute par le CRIQ agrave 5386 $m3 de meacutedia filtrant Afin
de deacuteduire le coucirct correspondant au megravetre cube de lixiviat traiteacute un certain nombre drsquohypothegraveses
est consideacutereacute une concentration en NH4 de 500 mg NL une charge surfacique de 005 Kg N-
NH4m2j une hauteur de garnissage de 16 m et une freacutequence de renouvellement du MF de 5 et
7 ans pour les sceacutenarios 1 et 2 respectivement Dans ces conditions les coucircts relatifs au
renouvellement du MF sont estimeacutes agrave 047 et 034 $CAD par m3 de lixiviat traiteacute pour les
sceacutenarios 1 et 2 respectivement
Eacutenergie pour la dissolution anodique
Pour le calcul de lrsquoeacutenergie requise pour la dissolution des anodes la formule suivante a eacuteteacute
utiliseacutee (Eacutequation 111)
Eacutequation 1-11 (
)
67
Avec I (intensiteacute imposeacutee A) U (tension obtenue Volt) t (temps de traitement h) et V (volume
traiteacute m3) Le coucirct du kWh est estimeacute agrave 005 $CAD correspondant au tarif M drsquoHydro Queacutebec
pour un client dont sa consommation est supeacuterieure agrave 50 kW pendant au moins un mois de
lrsquoanneacutee
Renouvellement des anodes
Concernant la consommation des anodes la masse dissoute est calculeacutee avec lrsquoeacutequation de
Faraday (eacutequation 112) avec comme principaux hypothegraveses un meacutetal pure agrave 100 agrave lrsquoanodique
et un rendement eacutenergeacutetique de 100
Eacutequation 1-12 (
)
Avec M (masse molaire du meacutetal gmol) I (intensiteacute imposeacutee A) t (temps de traitement s) n
(nombre drsquoeacutelectrons eacutechangeacutes) F (constante Faraday 96485 As mol) et V (volume traiteacute m3)
Les coucircts des meacutetaux sont preacutesenteacutes dans le tableau 16
Tableau 1-6 Coucircts des meacutetaux composant les diffeacuterentes anodes utiliseacutees
Meacutetaux Pureteacute () Prix ($CADkg) Reacutefeacuterences
Magneacutesium 9990 287 httpswwwmetalpricescommetalmagnesiumma
gnesium-99-9-fob-china
Aluminium 9970 235 httpwwwlmecommetalsnon-
ferrousaluminium
Fer gt 97 047 httpswwwmetalpricescommetalsteelwire-rod-
fob-turkey
68
Traitement des boues
Pour la filiegravere de traitement des boues on suppose qursquoapregraves une eacutetape de deacutecantation lamellaire
le deacutecantacirct repreacutesentera environ 10 (vv) de lrsquoeffluent eacutelectro-coaguleacute avec une sicciteacute de
lrsquoordre de 1 Pour un objectif de sicciteacute de 20 (boue pelletable) une filiegravere de deacuteshydratation
passive avec ajout de polymegravere a eacuteteacute consideacutereacutee Les coucircts associeacutes au pompage agrave la ventilation
agrave la deacuteshydratation et agrave lrsquoajout du polymegravere ont eacuteteacute eacutevalueacutes agrave 260 $CADm3 de boue traiteacutee En
supposant que le volume des boues repreacutesente 10 du volume de lixiviat ce coucirct revient agrave 0260
$CADm3 de lixiviat traiteacute
69
16 Principaux reacutesultats et discussion
Cette section reacutesume les principaux reacutesultats obtenus lors cette eacutetude Chaque sous-section
retrace les faits saillants drsquoun article scientifique publieacute ou en cours de publication (sauf sous-
section 165 Eacutetude technico-eacuteconomique) Certaines informations jugeacutees pertinentes sont
rajouteacutees mecircme si elles nrsquoapparaissent pas dans lrsquoarticle correspondant
161 Combinaison des proceacutedeacutes de biofiltration et drsquoeacutelectrocoagulation utilisant une
anode agrave base de magneacutesium pour le traitement des lixiviats des sites drsquoenfouissement
(Chapitre 3)
Lrsquoobjectif du sceacutenario 1 consistait agrave utiliser lrsquoEC comme traitement tertiaire alors que le
proceacutedeacute de BF est utiliseacute comme traitement secondaire (BF suivie drsquoEC) Les premiers travaux
ont permis de caracteacuteriser le lixiviat issu de lieu drsquoenfouissement sanitaire LES 1 Le rapport de
biodeacutegradabiliteacute relativement faible (DBODCO = 009) teacutemoigne de la preacutesence de composeacutes
organiques reacutefractaires (lixiviat mature) De plus la valeur de pH modeacutereacutement basique
(821plusmn024) associeacutee agrave une absence drsquoacides gras volatils indique la fin de la transformation
acidogegravene et lrsquoeacutetablissement de la phase de maturation des deacutechets La teneur moyenne de
lrsquoazote ammoniacal eacutetait estimeacutee agrave 342 plusmn 64 mg NL La conductiviteacute du lixiviat (798 plusmn 05
mScm) eacutetait suffisamment eacuteleveacutee pour permettre un traitement eacutelectrochimique sans un eacuteventuel
ajout drsquoeacutelectrolyte support
Apregraves la phase drsquoacclimatation qui a dureacute environ 40 jours le biofiltre est alimenteacute avec le
lixiviat brut agrave un deacutebit moyen de 54 plusmn 043 Lj (charge hydraulique = 0172 m3m
2j) En
consideacuterant une concentration moyenne de 342 mg N-NH4L en entreacutee de la colonne la charge
70
moyenne drsquoazote ammoniacal eacutequivaut agrave 006 kgm2j Apregraves 240 jours drsquoopeacuteration le biofiltre a
montreacute des performances satisfaisantes en termes drsquoabattement de lrsquoazote ammoniacal (94 plusmn
9) de la DBO5 (94 plusmn 8) de la turbiditeacute (95 plusmn 11) et du phosphore (98 plusmn 16) avec des
concentrations initiales respectives de 342 plusmn 64 mg NL 70 plusmn 38 mg O2L 107 plusmn 65 NTU 233 plusmn
14 mg P-PO4L Les bilans drsquoazote partiels reacutealiseacutes ont montreacute que la nitrification eacutetait le
principal meacutecanisme de transformation dans le biofiltre (70 agrave 80 du NH4 eacutelimineacute) (Annexe 1
Figure 71) Lrsquoapport du stripage eacutetait insignifiant (lt 1) la deacutetection du protoxyde drsquoazote
laisse croire un deacutebut de deacutenitrification dans certaines zones anoxies du biofiltre Cependant ce
processus est probablement freineacute par la preacutesence limiteacutee de carbone biodeacutegradable dans le
lixiviat Drsquoautres meacutecanismes comme lrsquoadsorption et lrsquoassimilation peuvent avoir lieu Le taux
drsquoabattement eacuteleveacute du phosphore inhabituel pour ce type de biofiltre peut ecirctre expliqueacute par 1) la
faible teneur en phosphore dans le lixiviat brut (233 plusmn 14 mg P-PO4L) et 2) par une eacuteventuelle
preacutecipitation du phosphore ducirc agrave lrsquoaugmentation du pH dans le biofiltre et une forte alcaliniteacute du
lixiviat brut Lrsquoanalyse eacuteleacutementaire des cristaux au microscope eacutelectronique a reacuteveacuteleacute la preacutesence
de phosphore dans ces derniers (Annexe 2 Figure 72) Cependant lrsquoabattement de la DCO eacutetait
faible Le taux moyen drsquoabattement de la DCO eacutetait de 13 Le caractegravere reacutefractaire du lixiviat
combineacute au processus de lixiviation des substances humiques contenues dans le media filtrant
(tourbe et copeaux de bois) sont suspecteacutes drsquoecirctre agrave lrsquoorigine du faible taux drsquoeacutelimination de la
DCO Une augmentation du pH en sortie de lrsquouniteacute de BF a eacuteteacute enregistreacutee Vu la nature
acidifiante de la tourbe associeacutee agrave une activiteacute nitrifiante acidifiante une baisse du pH eacutetait
preacutevisible Toutefois une augmentation du pH a eacuteteacute enregistreacutee passant drsquoune valeur moyenne
de 82 plusmn 024 agrave lrsquoentreacutee de lrsquouniteacute de BF agrave une valeur moyenne de 87 plusmn 024 enregistreacutee agrave la
sortie Cette hausse du pH est lieacutee agrave un pheacutenomegravene de stripage du CO2 dissous pendant
71
lrsquoaeacuteration Rappelons que le CO2 dissous a un pouvoir acidifiant et son stripage est susceptible
de perturber lrsquoeacutequilibre calco-carbonique drsquoune eau et aboutir agrave une augmentation du pH
Lrsquoeffluent en sortie du biofiltre a eacuteteacute utiliseacute pour reacutealiser les expeacuteriences drsquoEC avec une anode de
magneacutesium (Mg) Apregraves avoir testeacute diffeacuterentes valeurs de densiteacute de courant et de temps de
traitement les meilleurs conditions opeacuteratoires retenues eacutetaient i = 10 mAcm2 et t = 30 min
LrsquoEC a permis drsquoeacuteliminer 53 de la DCO reacutesiduelle et 85 de la couleur de lrsquoeffluent avec des
teneurs initiales respectives de 670 mgL et 955 UCV Cependant une augmentation
significative du pH a eacuteteacute enregistreacutee suite agrave lrsquoapplication du proceacutedeacute drsquoEC Le pH est passeacute drsquoune
valeur initiale de 84 plusmn 023 agrave une valeur finale de 106 plusmn 015 Rappelons que la norme de rejet
des lixiviats concernant le pH est de 6 agrave 95 selon la leacutegislation queacutebeacutecoise La hausse du pH est
expliqueacutee par la production drsquoions hydroxydes agrave la cathode via la reacuteaction de reacuteduction de lrsquoeau
(Eacutequation 15) et le pH eacuteleveacute neacutecessaire pour la formation des hydroxydes de magneacutesium stables
Drsquoapregraves les diagrammes de Pourbaix du Mg lrsquohydroxyde de magneacutesium (Mg(OH)2) se forme agrave
des valeurs de pH comprises entre 95 et 11 De ce fait le pH du milieu augmentait rapidement agrave
cause de lrsquoaccumulation des ions OH- qui ne reacuteagissaient pas avec les ions Mg
2+ tant que le pH
du milieu nrsquoatteignait pas 10
Lrsquoinfluence de lrsquoalcaliniteacute sur les performances de lrsquoEC a eacuteteacute eacutetudieacutee en augmentant
artificiellement lrsquoalcaliniteacute de lrsquoeffluent bio-filtreacute avec du bicarbonate de sodium (NaHCO3) Les
reacutesultats ont montreacute qursquoune augmentation de lrsquoalcaliniteacute avait un impact neacutegatif sur lrsquoabattement
de la DCO Par exemple en appliquant les mecircmes conditions opeacuteratoires les taux drsquoeacutelimination
de la DCO eacutetaient de 52 41 et 27 avec des concentrations respectives de NaHCO3 de 1 2
et 3 gL En fait la preacutesence de lrsquoalcaliniteacute jouait un rocircle tampon qui reacutesistait lrsquoaugmentation du
pH De ce fait plus la concentration de NaHCO3 augmentait moins le pH augmentait Ce qui
72
reacutesultait agrave une diminution de la production de Mg(OH)2 avec un impact neacutegatif sur la qualiteacute du
traitement De plus avant la preacutecipitation des Mg(OH)2 les ions OH- reacuteagissaient avec les ions
bicarbonates (HCO3-) pour former des ions carbonates (CO3
2-) Ces derniers reacuteagissaient agrave leur
tour avec les cations tels que Mg2+
et Ca2+
pour former des deacutepocircts entartrants comme les
carbonates de magneacutesium ou de calcium (MgCO3 et CaCO3) susceptibles drsquoencrasser les
eacutelectrodes Ce pheacutenomegravene peut ecirctre tregraves probleacutematique lors du sceacutenario 2 qui consistera agrave utiliser
lrsquoEC en amont pour preacutetraiter le lixiviat brut qui preacutesente une forte teneur en alcaliniteacute
Concernant lrsquoeacutelimination des meacutetaux lrsquoEC srsquoest montreacutee tregraves efficace Apregraves traitement la
quasi-totaliteacute de la concentration des meacutetaux lourds traces (As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Se) eacutetait
infeacuterieure agrave la limite de deacutetection de la meacutethode utiliseacutee La concentration en Zn dans lrsquoeffluent
traiteacute eacutetait de 003 mgL Dans la leacutegislation du Queacutebec le zinc est utiliseacute comme indicateur du
niveau de pollution des meacutetaux lourds Ainsi les lixiviats traiteacutes et restitueacutes dans le milieu
naturel doivent avoir une teneur en Zn infeacuterieure agrave 007 mgL Concernant lrsquoazote ammoniacal
apregraves son transformation quasi-complegravete par biofiltration nous avons constateacute une hausse
significative apregraves EC Lrsquoazote ammoniacal passait drsquoune concentration initiale de 02 mg N-
NH4L agrave une concentration finale de 70 mg N-NH4L apregraves EC Rappelons que la norme de rejet
concernant le NH4 est fixeacutee agrave 10 mg NL Cette augmentation du NH4 est due agrave une reacuteduction
eacutelectrochimique des ions nitrates preacutesents dans le lixiviat bio-filtreacute
En reacutesumeacute le traitement par BF permet drsquoenlever efficacement lrsquoazote ammoniacal la matiegravere
organique biodeacutegradable le phosphore et la turbiditeacute En revanche lrsquoeacutelimination de la DCO
reacutefractaire reste tregraves faible Le traitement subseacutequent drsquoEC a permis une reacuteduction significative
de la DCO reacutesiduelle de la couleur ainsi que les meacutetaux Cependant deux probleacutematiques sont
lieacutees agrave lrsquoutilisation de lrsquoanode en Mg 1) hausse significative du pH apregraves traitement et 2)
73
influence neacutegative de lrsquoalcaliniteacute sur les performances de lrsquoEC Afin de solutionner ces
probleacutematiques nous avons opteacute drsquoexpeacuterimenter le traitement drsquoEC en utilisant des eacutelectrodes
plus conventionnelles telles que lrsquoAluminium et le fer Le pheacutenomegravene de lrsquoeacutelectro-reacuteduction des
nitrates en ammonium a eacutegalement fait lrsquoobjet drsquoune investigation plus deacutetailleacutee Les reacutesultats
obtenus lors de ces eacutetudes sont discuteacutes dans les 2 prochains chapitres
162 Eacutelectrocoagulation drsquoun lixiviat bio-filtreacute Fractionnement de la matiegravere organique
et influence du type drsquoanode (Chapitre 4)
Suite aux difficulteacutes rencontreacutees avec lrsquoutilisation de lrsquoanode agrave base de Mg des anodes en
aluminium (Al) et en fer (Fe) ont eacuteteacute utiliseacutees afin drsquoeacutevaluer leur performance pour lrsquoenlegravevement
de la matiegravere organique reacutesiduelle Les effets de la densiteacute de courant et du temps de traitement
ont eacuteteacute eacutetudieacutes pour chaque anode Une attention particuliegravere est eacutegalement porteacutee sur le devenir
de la matiegravere organique dissoute (MOD) Cette derniegravere a eacuteteacute fractionneacutee en diffeacuterentes familles
de composeacutes (acides humiques (AH) acides fulviques (AF) et composeacutes hydrophiles (Hyl)) afin
drsquoeacutevaluer lrsquoefficaciteacute du proceacutedeacute drsquoEC sur chaque fraction organique
Les analyses de COT du lixiviat en sortie de biofiltre ont reacuteveacuteleacute des teneurs de 85 plusmn 24 mg CL
drsquoAH 54 plusmn 45 mg CL de Hyl et 102 plusmn 14 mg CL drsquoAF Les pourcentages drsquoAH de composeacutes
Hyl et drsquoAF correspondants eacutetaient respectivement de 41 26 et 50 Notez que les substances
humiques (AH + AF) repreacutesentaient plus de 90 de la MOD La faible proportion des composeacutes
hydrophiles dans le lixiviat bio-filtreacute est justifieacutee par de meilleurs taux drsquoabattements de cette
fraction lors du traitement biologique (53 drsquoabattement) Cependant le taux drsquoeacutelimination des
74
substances humiques lors de la biofiltration eacutetait relativement faible (lt 29 drsquoenlegravevement) du au
caractegravere reacutefractaire de ces composeacutes
Lrsquoeacutetude de lrsquoinfluence de la densiteacute de courant et du temps de traitement a permis de deacuteterminer
les meilleures conditions pour lrsquoenlegravevement de la DCO reacutesiduelle Ces conditions opeacuteratoires
sont j = 10 mAcm2 et t = 20 min pour lrsquoAl et j = 8 mAcm
2 et t = 20 min pour le Fe Dans ces
conditions 70 et 65 drsquoabattement de la DCO ont eacuteteacute enregistreacutes avec lrsquoutilisation respective
des anodes drsquoAl et de Fe Il convient de noter les concentrations initiales de DCO eacutetaient de 709
mg O2L pour lrsquoAl et 570 mg O2L pour le Fe La production de reacutesidus meacutetalliques (reacutesidus
secs) eacutetait similaire pour les deux anodes (193 kgm3 de lixiviat traiteacute) Contrairement agrave lrsquoanode
en Mg une leacutegegravere hausse de pH a eacuteteacute enregistreacutee pour les anodes drsquoAl et de Fe Les pH finaux
obtenus eacutetaient de 941 pour lrsquoAl et 909 pour le Fe Rappelons que le pH final obtenu avec
lrsquoutilisation de lrsquoanode agrave base de Mg eacutetait de de 1063
Lrsquoanalyse du fractionnement de la matiegravere organique (avant et apregraves EC) a indiqueacute des
performances eacutepuratoires similaires vis-agrave-vis de lrsquoenlegravevement des diffeacuterentes fractions
organiques et ce lorsque des anodes drsquoAl et de Fe sont respectivement utiliseacutees La fraction des
AH a eacuteteacute compleacutement eacutelimineacutee apregraves EC avec les deux anodes Cependant les fractions des AF
et Hyl eacutetaient partiellement eacutelimineacutees avec des taux drsquoabattement du COT variant de 57 agrave 60 et
37 agrave 46 respectivement La tregraves bonne eacutelimination des AH est expliqueacutee par la structure
moleacuteculaire de cette fraction En effet les AH ont des poids moleacuteculaires plus importants que les
AF et les Hyl Aussi la surface des AH est chargeacutee neacutegativement agrave cause de la preacutesence de
nombreux groupements chimiques tels que les carboxyles et les hydroxyles Par conseacutequent
cette fraction est preacutefeacuterentiellement eacutelimineacutee par des meacutecanismes drsquoadsorption et de co-
preacutecipitation faisant intervenir des interactions eacutelectrostatiques entre la surface des AH chargeacutee
75
neacutegativement et les hydroxyles meacutetalliques chargeacutes positivement Les faibles taux drsquoabattement
des composeacutes hydrophiles sont lieacutes agrave la faible taille moleacuteculaire de cette fraction La forte
diminution de lrsquoindice UV254nm (environ 80) teacutemoigne de lrsquoefficaciteacute du proceacutedeacute drsquoEC envers
lrsquoeacutelimination des composeacutes preacutesentant des simples et doubles liaisons carbone-carbone incluant
les composeacutes aromatiques tels que les substances humiques
Globalement cette eacutetude a montreacute que de meilleurs taux drsquoabattement de la DCO reacutefractaire
peuvent ecirctre obtenus en substituant lrsquoanode agrave base de magneacutesium par des anodes plus
conventionnelles telles que lrsquoaluminium ou le fer De plus ces anodes nrsquoentraicircnent pas une
hausse significative du pH et sont moins sensibles agrave une augmentation de lrsquoalcaliniteacute du lixiviat agrave
traiter Les travaux reacutealiseacutes sur le fractionnement de la matiegravere organique dissoute ont permis de
deacutemontrer que les substances humiques repreacutesentaient la majoriteacute de la matiegravere organique
dissoute LrsquoEC srsquoest montreacutee plus efficace sur les fractions organiques qui preacutesentent de gros
poids moleacuteculaire De ce fait les AH ont eacuteteacute preacutefeacuterentiellement eacutelimineacutes suivi des AF Les
composeacutes hydrophiles qui ont des faibles poids moleacuteculaires ont eacuteteacute modeacutereacutement eacutelimineacutes suite agrave
lrsquoapplication du proceacutedeacute EC Malgreacute les performances similaires des deux anodes lrsquoanode en
aluminium a eacuteteacute arbitrairement choisie pour les expeacuteriences agrave venir
163 Approche strateacutegique pour limiter la formation de lrsquoazote ammoniacal pendant
lrsquoeacutelectrocoagulation drsquoun lixiviat obtenu apregraves biofiltration (Chapitre 5)
Lors du traitement biologique lrsquoazote ammoniacal eacutetait majoritairement transformeacute en nitrate par
lrsquointermeacutediaire du processus de nitrification Cependant les nitrates eacutetaient agrave leur tour reacuteduits de
faccedilon eacutelectrochimique lors de lrsquoEC du lixiviat bio-filtreacute La reacuteaction de la reacuteduction des nitrates
76
en ammonium se fait agrave la cathode et passe par lrsquoeacutetape intermeacutediaire de formation des nitrites
(Eacutequations 18 et 19) La reacuteduction eacutelectrochimique des nitrates en ammonium est
probleacutematique vue la toxiciteacute du NH4 Les objectifs environnementaux de rejets pour ce type de
polluant sont fixeacutes agrave 10 mg N-NH4 dans la province du Queacutebec Pour pallier agrave cette
probleacutematique une approche meacutethodologique a eacuteteacute mise sur pied afin de limiter la formation du
NH4 et ce en jouant sur la nature et la surface de la cathode Ainsi cinq types eacutelectrodes (Fe Al
Inox Cu et TiPt) ont eacuteteacute testeacutes agrave la cathode alors qursquoune eacutelectrode drsquoAl a eacuteteacute installeacutee agrave
lrsquoanode Pour ce faire une eacutetude voltampeacuteromeacutetrique a eacuteteacute effectueacutee suivie des essais
drsquoeacutelectrocoagulation de lixiviat de site drsquoenfouissement issu drsquoun proceacutedeacute de biofiltration Des
essais ont eacuteteacute successivement effectueacutes sur des eaux syntheacutetiques et des eaux reacuteelles issues de
site drsquoenfouissement sanitaire Le traceacute des courbes intensiteacutes-potentiels indiquait que lrsquoeacutelectrode
drsquoAl posseacutedait le potentiel de surtension drsquohydrogegravene (PSH) le plus eacuteleveacute (175 V) (en valeur
absolue) tandis que le TiPt posseacutedait le PSH le plus faible (095 V) Cela signifie que le TiPt est
plus apte agrave produire lrsquohydrogegravene tandis que lrsquoAl est la cathode la moins apte agrave produire de
lrsquohydrogegravene Apregraves EC drsquoune solution syntheacutetique contenant uniquement 300 mg N-NO3L les
concentrations de NH4 produit sur le Fe lrsquoAl lrsquoinox le Cu et le TiPt eacutetaient respectivement 335
plusmn 212 515 plusmn 212 27 plusmn 283 25 plusmn 283 et 38plusmn 05 mg N-NH4L LrsquoAl et le TiPt eacutetaient
respectivement les cathodes les plus et les moins actives en termes de formation drsquoammonium Il
semble avoir un pheacutenomegravene de compeacutetition entre la reacuteaction de reacuteduction de lrsquoeau en H2 et celle
de reacuteduction des nitrates en ammonium Ainsi les eacutelectrodes avec une faible surtension drsquoH2
produisent moins de NH4 tandis que les eacutelectrodes ayant une forte surtension drsquoH2 produisent
plus de NH4 Cette hypothegravese a eacuteteacute veacuterifieacutee sur lrsquoeacutelectrode drsquoAl et le TiPt en utilisant une
solution syntheacutetique Une concentration relativement eacuteleveacutee de NH4 (515 plusmn 212 mg N-NH4L) a
77
eacuteteacute obtenue avec la cathode en Al (PSH = 175 V) En revanche une concentration relativement
faible de NH4 (38 plusmn 05 mg N-NH4L) a eacuteteacute enregistreacutee avec la cathode en TiPt (PSH = 095 V)
En reacutealisant un bilan partiel sur lrsquoazote il a eacuteteacute observeacute que la production de NH4 repreacutesentait 60
agrave 90 des nitrates eacutelimineacutes deacutependamment de la cathode utiliseacutee (Annexe 4 Figure 7-3) Le
reste est attribueacute agrave la production des nitrites et au stripage favoriseacute par un pH tregraves alcalin agrave
lrsquointerface cathode-solution
La reacuteduction des nitrates a eacuteteacute subseacutequemment eacutetudieacutee en utilisant le lixiviat bio-filtreacute (LBF)
contenant une concentration initiale de nitrate similaire agrave celle de la solution syntheacutetique (300 mg
N-NO3L) Les concentrations de NH4 enregistreacutees lors de lrsquoeacutelectrolyse de LBF eacutetaient
infeacuterieures agrave celles obtenues avec la solution syntheacutetique Par exemple pour lrsquoAl les
concentrations de NH4 en solution syntheacutetique et dans le LBF eacutetaient respectivement 515 et 135
mg NL Dans le cas du TiPt les concentrations correspondantes eacutetaient 38 et 12 mg NL
Cette baisse de la concentration de NH4 dans le LBF eacutetait probablement due agrave la preacutesence de
certains composeacutes organiques et inorganiques tels que les substances humiques et les
bicarbonates qui peuvent srsquoadsorber et ecirctre reacuteduits agrave la cathode empecircchant ainsi une reacuteduction
des nitrates en ammonium La preacutesence de nitrites reacutesiduels dans le lixiviat traiteacute peut ecirctre tregraves
probleacutematique vu la toxiciteacute de ce composeacute Cependant sa concentration est tout de mecircme
neacutegligeable dans le cas du TiPt (lt 02 mg N-NO2L) et faible (lt 5 mg N-NO2L) pour les autres
cathodes
Lrsquoeffet de la surface cathodique sur la formation de NH4 a eacuteteacute eacutegalement eacutetudieacute Une eacutelectrode
drsquoinox a eacuteteacute utiliseacutee comme mateacuteriel cathodique avec diffeacuterentes valeurs de surface (275 ndash 55-
82 et 110 cm2) Deux expeacuteriences ont eacuteteacute reacutealiseacutees 1) EC en imposant une intensiteacute de courant
constant de 10 A 2) EC en imposant une densiteacute de courant cathodique constante de 91
78
mAcm2 En imposant la mecircme intensiteacute de courant la diminution de la surface cathodique nrsquoa
pas eu un impact significatif sur la formation de NH4 Une concentration moyenne de NH4 de
214plusmn13 mg NL a eacuteteacute enregistreacutee pour les quatre valeurs de surface cathodique testeacutees La
diminution de la surface cathodique entrainait une augmentation de la densiteacute de courant
cathodique pour une mecircme intensiteacute de courant imposeacute Cette hausse de la densiteacute de courant
favorisait la reacuteduction des nitrates Lrsquoeffet de surface est compenseacute par lrsquoeffet de la densiteacute de
courant En revanche en imposant une densiteacute de courant cathodique constante la concentration
drsquoazote ammoniacal diminuait avec la surface cathodique Par exemple la concentration de NH4
est passeacutee de 23 agrave 58 mg NL en reacuteduisant la surface cathodique de 110 agrave 275 cm2 Cependant
lrsquoabattement de la DCO diminuait lorsque la surface cathodique diminuait Avec une
concentration initiale de DCO de 687 mg O2L lrsquoabattement de la DCO est passeacute de 78 agrave 28
en reacuteduisant la surface de la cathode de 110 agrave 275 cm2 Il est important de souligner que la
diminution de lrsquoabattement de la DCO nrsquoest pas lieacutee agrave la surface cathodique mais agrave lrsquointensiteacute de
courant imposeacutee agrave lrsquoanode En effet pour maintenir une densiteacute de courant cathodique constante
lrsquointensiteacute doit ecirctre diminueacutee avec la diminution de la surface cathodique Cette diminution de
lrsquointensiteacute de courant entraine ainsi du cocircteacute de lrsquoanode une baisse de la formation drsquohydroxydes
meacutetalliques responsables de lrsquoenlegravevement de la matiegravere organique
Finalement la reacuteduction des nitrates en ammonium peut ecirctre atteacutenueacutee soit en utilisant le titane
platineacute comme cathode ou en utilisant une cathode plus conventionnelle (telle qursquoune eacutelectrode
cathodique drsquoinox) avec une surface et une intensiteacute de courant reacuteduite La premiegravere option
permettra de rencontrer la norme de rejet en NH4 (10 mg NL) avec un abattement maximum de
la DCO La seconde option permettra eacutegalement de rencontrer la norme en NH4 cependant elle
est associeacutee agrave une baisse (17 agrave 50) de lrsquoenlegravevement de la DCO
79
164 Utilisation drsquoun proceacutedeacute hybride combinant lrsquoeacutelectrocoagulation et la biofiltration
pour le traitement des lixiviats de sites drsquoenfouissement (Chapitre 6)
Cette eacutetude avait pour objectif drsquoexpeacuterimenter le sceacutenario 2 qui consistait agrave utiliser lrsquoEC comme
proceacutedeacute de traitement secondaire suivi de la biofiltration utiliseacutee comme traitement tertiaire Les
expeacuteriences ont eacuteteacute reacutealiseacutees avec un lixiviat issu du lieu drsquoenfouissement LES 2 Le lixiviat
utiliseacute preacutesentait une concentration en azote ammoniacal de 610 plusmn 38 mg NL avec un rapport de
biodeacutegradabiliteacute DBODCO = 029
Afin drsquoidentifier les meilleures conditions opeacuteratoires pour lrsquoEC du lixiviat brut nous avons
expeacuterimenteacute lrsquoinfluence de diffeacuterentes valeurs de densiteacute de courant et de temps de traitement sur
lrsquoabattement de la DCO Les meilleures conditions opeacuteratoires retenues sont i = 8 mAcm2 et t
= 20 min Dans ces conditions un taux drsquoabattement de la DCO totale de 37 plusmn 2 a eacuteteacute obtenu
avec une concentration initiale de 1522 mg O2L Des expeacuteriences de fractionnement de la
matiegravere organique ont reacuteveacuteleacute que lrsquoabattement de la DCO est principalement lieacute agrave lrsquoeacutelimination
de la DCO particulaire et de la fraction des acides humiques Cependant lrsquoabattement des autres
fractions organiques dissoutes telles que les acides fulviques et les composeacutes hydrophiles eacutetait
insignifiante Concernant les autres types de polluants lrsquoEC a permis drsquoatteindre des taux
drsquoabattements satisfaisants notamment pour la turbiditeacute (82 plusmn 9) la couleur vraie (60 plusmn 12)
le zinc (95 plusmn 3) et le phosphore total (82 plusmn 5) avec des concentrations initiales respectives de
178 plusmn 54 NTU 1620 plusmn 420 UCV 146 plusmn 006 mgL 489 plusmn 036 mg P-PO4L En revanche une
augmentation de la concentration de lrsquoaluminium reacutesiduelle a eacuteteacute enregistreacutee (064 plusmn 08 ppm
avant EC agrave 125 plusmn 076 ppm apregraves EC) due agrave lrsquoutilisation de lrsquoAl comme anode sacrificielle
LrsquoEC nrsquoa pas eu drsquoeffet significatif sur lrsquoeacutelimination du NH4
80
Apregraves une peacuteriode drsquoacclimatation de 40 jours avec le lixiviat brut le biofiltre est alimenteacute avec
le surnageant du lixiviat eacutelectro-coaguleacute (LEC) pendant une peacuteriode drsquoopeacuteration de 120 jours
Afin de respecter une charge surfacique en azote de 0055 kg N-NH4m2j le deacutebit en entreacutee du
biofiltre eacutetait fixeacute agrave une valeur moyenne de 365 mLj Comme dans le cas du sceacutenario 1 le
traitement biologique a eacuteteacute tregraves efficace pour lrsquoeacutelimination de la matiegravere organique biodeacutegradable
avec plus de 97 drsquoabattement de la DBO5 En revanche seulement 42 plusmn 7 drsquoabattement de la
DCO reacutesiduelle a eacuteteacute enregistreacute Le meilleur taux drsquoeacutelimination de la DCO obtenu dans le cas
sceacutenario 2 (42) par rapport au sceacutenario 1 (asymp 13) est expliqueacute par la nature diffeacuterente des deux
lixiviats utiliseacutes Le lixiviat utiliseacute dans le sceacutenario 1 preacutesente un rapport DBODCO de 009
tandis que ce rapport est de 029 dans le cas du lixiviat utiliseacute lors de lrsquoeacutetude du sceacutenario 2 Les
expeacuteriences de speacuteciation de la matiegravere organique dissoute ont montreacute que la concentration des
AH eacutetait 26 fois supeacuterieure en sortie qursquoagrave lrsquoentreacutee de lrsquouniteacute de biofiltration De plus une
augmentation de 32 de la couleur vraie a eacuteteacute noteacutee Le mecircme pheacutenomegravene de relargage des
acides humiques de la tourbe (meacutedia filtrant) observeacute lors du sceacutenario 1 semble avoir lieu
eacutegalement dans le sceacutenario 2 Concernant les autres fractions organiques nous avons observeacute 32
et 46 drsquoeacutelimination des fractions AF et Hyl respectivement Ces composeacutes qui deacutetiennent des
poids moleacuteculaires plus faibles que ceux des AH sont partiellement eacutelimineacutes lors du traitement
biologique
Malgreacute les fortes concentrations de lrsquoazote ammoniacal une eacutelimination quasi-totale du NH4 est
obtenue apregraves BF La valeur moyenne de NH4 en sortie de colonne eacutetait de 184 plusmn 168 mg NL
pour une valeur moyenne en entreacutee de 595 plusmn 50 mg NL Le suivi de la teneur des nitrates en
sortie nous a permis de constater qursquoenviron 80 du NH4 est transformeacute en NO3 via la
nitrification biologique Le reste est eacuteventuellement eacutelimineacute par drsquoautres processus comme la
81
deacutenitrification lrsquoadsorption le stripage lrsquoassimilation etc Une baisse significative de lrsquoalcaliniteacute
(92) teacutemoigne ce constat car les bacteacuteries nitrifiantes utilisent le carbone mineacuteral (HCO3- et
CO32-
) comme principale source de carbone Il convient de constater que malgreacute la sensibiliteacute
des bacteacuteries nitrifiantes la carence en phosphore et les ions Al3+
preacutesents dans le LEC nrsquoont pas
eu un impact neacutegatif sur le processus de nitrification Ce qui en contradiction avec certaines
eacutetudes qui soutiennent que la nitrification peut ecirctre entraveacutee par un deacuteficit de phosphore ou par la
preacutesence de meacutetaux (tel que Al) (Iversen et al 2009 Lees et al 2001 Nordeidet et al 1994
Scherrenberg et al 2011) Dans notre cas vu que la biomasse eacutepuratrice est fixeacutee sous forme de
biofilm il peut y avoir un pheacutenomegravene de recyclage du phosphore agrave partir de la biomasse lyseacutee ce
qui reacuteduirait les besoins drsquoun apport externe en phosphore Concernant la preacutesence des ions Al3+
reacutesiduels ces derniers ont eacuteteacute probablement complexeacutes par les substances humiques preacutesentes en
grande quantiteacute dans le lixiviat et reacuteputeacutees pour leur fort pouvoir de complexation Or il est bien
connu que les meacutetaux sont plus toxiques sous forme libre que sous forme complexeacutes Une
expeacuterience parallegravele a montreacute qursquoenviron 30 des ions Al3+
se trouvait sous forme libre le reste
eacutetait preacutesent sous forme de complexes meacutetalliques
Concernant lrsquoefficaciteacute de la BF envers les meacutetaux une diminution de 70 plusmn 27 de lrsquoAl reacutesiduel
et 30 plusmn 16 drsquoeacutelimination du fer ont eacuteteacute enregistreacutes Toutefois une hausse importante de la
teneur en zinc a eacuteteacute observeacutee apregraves BF La concentration du Zn est passeacutee de 007 plusmn 04 mgL agrave
lrsquoentreacutee de lrsquouniteacute de la BF agrave 044 plusmn 08 mgL en sortie de colonne de BF Cette hausse eacutetait tregraves
alarmante vu que le zinc est utiliseacute dans la leacutegislation queacutebeacutecoise comme indicateur du niveau de
pollution des meacutetaux De ce fait les lixiviats rejeteacutes dans la nature doivent avoir une teneur en
Zn infeacuterieure agrave 007 ppm Lrsquoaugmentation de la teneur en zinc eacutetait certainement due agrave un
pheacutenomegravene de relargage du zinc initialement preacutesent dans le meacutedia filtrant Pour veacuterifier cette
82
hypothegravese nous avons analyseacute la teneur en Zn dans le meacutedia filtrant avant et apregraves utilisation
Les reacutesultats obtenus ne corroborent pas lrsquohypothegravese de relargage car la teneur en Zn dans le
meacutedia filtrant apregraves utilisation eacutetait supeacuterieure agrave la celle avant utilisation Cependant nous
supposons que lrsquoaccumulation du Zn dans le meacutedia filtrant a eu lieu lors de la peacuteriode
drsquoacclimatation ougrave la colonne eacutetait alimenteacutee avec le lixiviat brut qui contenait une teneur en zinc
beaucoup plus eacuteleveacute que le lixiviat-eacutelectro coaguleacute (146 ppm Vs 007 ppm) Malheureusement
le zinc nrsquoeacutetait pas suivi pendant la peacuteriode drsquoacclimatation drsquoougrave lrsquoimpossibiliteacute de veacuterifier cette
deuxiegraveme hypothegravese Toutefois en se basant sur la litteacuterature nous avons pu obtenir quelques
eacuteleacutements de reacuteponse par rapport agrave ce constat En effet il a eacuteteacute prouveacute dans certaines eacutetudes que le
fer et lrsquoaluminium forment avec les substances humiques des complexes plus stables que le zinc
De ce fait les ions Al3+
et Fe3+
preacutesents dans le LEC agrave des concentrations appreacuteciables auront
plus de faciliteacute agrave srsquoadsorber sur la tourbe (constitueacutee de substances humiques) que le zinc et ils
pourront mecircme se substituer au zinc deacutejagrave adsorbeacute par des meacutecanismes drsquoeacutechanges ioniques Ceci
pourrait expliquer lrsquoabattement du Fe et de lrsquoAl et une augmentation de la teneur de zinc en
sortie de lrsquouniteacute de biofiltration
La comparaison des performances des deux sceacutenarios sur le mecircme lixiviat (LES 2) est preacutesenteacutee
dans lrsquoAnnexe 3 (Tableau 7-1) On peut noter que le sceacutenario 1 est plus performant en termes
drsquoeacutelimination de la matiegravere organique et du zinc Cependant les deux dispositions preacutesentent des
performances similaires vis-agrave-vis de la pollution azoteacutee
83
165 Eacutetude technico eacuteconomique du proceacutedeacute
Lrsquoeacutetude technico-eacuteconomique est limiteacutee aux coucircts drsquoexploitation du proceacutedeacute De ce fait sont
pris en consideacuteration les coucircts lieacutes agrave lrsquoaeacuteration du biofiltre au remplacement du meacutedia filtrant au
renouvellement des anodes agrave la consommation eacutenergeacutetique et au traitement des reacutesidus
meacutetalliques obtenus apregraves EC Le Tableau 17 renseigne sur ces diffeacuterents coucircts et donne le coucirct
total drsquoexploitation du proceacutedeacute pour les deux sceacutenarios Pour le sceacutenario 1 lrsquoeacutetude est faite avec
les diffeacuterentes anodes expeacuterimenteacutees lors de cette eacutetude agrave savoir le magneacutesium lrsquoaluminium et le
fer Cependant pour le sceacutenario 2 lrsquoeacutetude est limiteacutee agrave lrsquoAl qui eacutetait lrsquoanode retenue pour les
expeacuteriences du sceacutenario 2
Les coucircts drsquoexploitation du sceacutenario 1 sont fortement influenceacutes par le type drsquoanode utiliseacute Les
coucircts totaux drsquoexploitation sont estimeacutes agrave 303 $CADm3 pour le Mg 184 $CADm
3 pour lrsquoAl
et 138 $CADm3 pour le Fe Il convient de noter que les coucircts lieacutes agrave lrsquoaeacuteration du biofiltre du
renouvellement du MF et du traitement des boues restent constantes quel que soit le meacutetal utiliseacute
agrave lrsquoanode La figure 112 donne la reacutepartition des diffeacuterents coucircts pour chaque type drsquoanode On
peut constater que les coucircts lieacutes agrave lrsquoEC (renouvellement des anodes consommation eacutenergeacutetique
et traitement des boues) repreacutesentent la majoriteacute du coucirct total drsquoexploitation Ces coucircts
repreacutesentent 81 69 et 58 du coucirct total avec lrsquoutilisation respective drsquoanodes en Mg Al et Fe
Concernant lrsquoanode de Mg le coucirct de son renouvellement repreacutesente 66 du coucirct total
drsquoexploitation Ceci est principalement ducirc au coucirct eacuteleveacute de ce meacutetal qui est estimeacute agrave 28
$CADKg De plus agrave cause du long temps de traitement le Mg sollicite une demande
eacutenergeacutetique plus eacuteleveacutee que celle de lrsquoAl ou du Fe (Tableau 17) Au vu de ces reacutesultats
lrsquoutilisation du Mg comme anode sacrificielle srsquoavegravere moins rentable et agrave cela srsquoajoute la
84
probleacutematique de la hausse du pH rencontreacutee avec cette anode Pour lrsquoAl le coucirct associeacute au
renouvellement de lrsquoanode repreacutesente eacutegalement la plus grande portion du coucirct total
drsquoexploitation avec un pourcentage de 45 Cependant cette proportion chute agrave 30 avec
lrsquoutilisation du fer qui est lrsquoanode la moins coucircteuse (047$Kg de fer doux) des trois anodes
eacutetudieacutees De ce fait lrsquoutilisation drsquoune anode en Fe semble ecirctre plus rentable pour minimiser les
coucircts drsquoexploitation du proceacutedeacute Le renouvellement du meacutedia filtrant repreacutesente la seconde
opeacuteration la plus influente sur le coucirct drsquoexploitation du proceacutedeacute Il repreacutesente 15 25 et 34 du
cout total drsquoexploitation avec lrsquoutilisation respective du Mg de lrsquoAl et du Fe comme anode
sacrificielle Les coucircts drsquoaeacuteration du biofiltre et de la consommation eacutenergeacutetique restent
relativement faibles en comparaison aux autres coucircts drsquoexploitation du proceacutedeacute Leurs
contributions varient entre 4 et 10 deacutependamment de lrsquoanode utiliseacutee
Figure 1-12 Reacutepartition des diffeacuterents coucircts dexploitation pour le sceacutenario 1
85
Tableau 1-7 Calcul des coucircts dexploitation pour les sceacutenarios 1 et 2
Paramegravetres anodes (sceacutenario 1)
sceacutenario 2 (Al) Mg Al Fe
Intensiteacute (A) 47 47 38 38
Temps (min) 30 20 20 20
Tension (V) 26 34 305 475
Volume (m3) 00015 00015 00015 00015
Masse de meacutetal dissoute (kgm3) 071 035 088 028
Coucirct du Kg de meacutetal ($CAD) 28 235 047 235
Consommation eacutenergeacutetique (kWhm3) 407 355 258 401
Coucirct eacutenergeacutetique ($CADm3) 0204 0178 0129 0201
Coucirct consommation anode ($CADm3) 1989 0824 0415 0666
Coucirct traitement des boues ($CADm3) 0260 0260 0260 0260
Coucirct renouvellement du MF ($CADm3) 0470 0470 0470 0340
Coucirct aeacuteration BF ($CADm3) 0109 0109 0109 0109
Total ($CADm3) 3031 1841 1382 1576
Concernant le sceacutenario 2 le coucirct drsquoexploitation du proceacutedeacute est estimeacute agrave 158 $CAD par m3 de
lixiviat traiteacute La reacutepartition des diffeacuterents coucircts drsquoexploitation est donneacutee par la figure 113
Comme dans le cas du sceacutenario 1 on peut constater que les coucircts lieacutes au proceacutedeacute drsquoEC sont
preacutepondeacuterants et repreacutesentent 71 du coucirct total Les coucircts de renouvellement du meacutedia filtrant et
drsquoaeacuteration du biofiltre repreacutesentent 22 et 7 respectivement
86
Figure 1-13 Reacutepartition des diffeacuterents coucircts dexploitation pour le sceacutenario 2
Les reacutesultats de cette eacutetude technico-eacuteconomique sommaire ont montreacute que le sceacutenario 2 est
leacutegegraverement moins coucircteux a opeacutereacute que le sceacutenario 1 si lrsquoAl est utiliseacute comme anode sacrificielle
dans les deux cas (158 Vs 184 $CADm3) Cette diffeacuterence est principalement justifieacutee par
lrsquoallongement de la freacutequence de renouvellement du MF et des anodes lors du sceacutenario 2 Eacutetant
donneacute que le lixiviat est preacutetraiteacute par EC lors du sceacutenario 2 le biofiltre sera alimenteacute par un
effluent moins chargeacute en MES avec une tendance drsquoallongement de sa dureacutee de vie Cependant
avec lrsquoEC du lixiviat brut lors du sceacutenario 2 le risque de colmatage preacutecoce des eacutelectrodes est
plus eacuteleveacute Ceci peut engendrer des coucircts suppleacutementaires de main drsquoœuvre pour lrsquoentretien des
eacutelectrodes Bien que cette eacutetude sommaire donne une bonne estimation du coucirct drsquoexploitation
des deux sceacutenarios ainsi que la contribution des diffeacuterents paramegravetres drsquoinfluence plus de
13
42 16
7
22
Aluminium Coucirct eacutenergeacutetique
Coucirct de la consommationdes anodes
Coucirct de traitement desboues
Coucirct daeacuteration du biofiltre
Coucirct de renouvellementdu MF
87
paramegravetres doivent ecirctre consideacutereacutes pour une eacutevaluation plus complegravete des coucircts drsquoexploitation
avant la mise en eacutechelle du proceacutedeacute Ces paramegravetres sont entre autres les frais lieacutes au transport
des intrants lrsquousinage des eacutelectrodes la manutention du MF la main drsquoœuvre ainsi que drsquoautres
frais connexes
89
17 Conclusions geacuteneacuterales
Une revue de litteacuterature reacutealiseacutee sur les caracteacuteristiques des lixiviats et leurs meacutethodes de
traitement ont montreacute la nature complexe de ces effluents et la difficulteacute de les traiter en utilisant
uniquement une technologie de traitement Une approche de couplage technologique est
neacutecessaire afin de traiter efficacement les lixiviats et rencontrer les objectifs environnementaux
de rejets Dans cette preacutesente eacutetude les proceacutedeacutes de biofiltration (BF) et drsquoeacutelectrocoagulation
(EC) ont eacuteteacute mis en synergie pour parvenir agrave ces fins En plus de leur compleacutementariteacute ces deux
proceacutedeacutes preacutesentent chacun de nombreux avantages Toutefois quelques incertitudes
technologiques lieacutees agrave ce couplage meacuteritaient une investigation deacutetailleacutee en laboratoire avant une
eacuteventuelle mise agrave lrsquoeacutechelle Pour ce faire nous avons eacutetudieacute en deacutetails lrsquoefficaciteacute de chaque
proceacutedeacute et son impact selon sa position dans la filiegravere de traitement Deux sceacutenarios ont eacuteteacute
deacutefinis le sceacutenario 1 consistait agrave placer la BF avant lrsquoEC et le sceacutenario 2 consistait agrave placer lrsquoEC
avant la BF
Lors de lrsquoeacutetude du sceacutenario 1 la BF a enregistreacute des performances tregraves satisfaisantes en termes
drsquoabattement drsquoazote ammoniacal (94 plusmn 9) de DBO5 (94 plusmn 8) de turbiditeacute (95 plusmn 11) et du
phosphore (98 plusmn 16) avec des concentrations initiales respectives de 342 plusmn 64 mg NL 70 plusmn 38
mg O2L 107 plusmn 65 NTU 233 plusmn 14 mg P-PO4L Cependant lrsquoabattement de la DCO eacutetait faible
avec un taux moyen drsquoabattement infeacuterieur agrave 20 Le caractegravere reacutefractaire du lixiviat combineacute agrave
un pheacutenomegravene de lixiviation des substances humiques contenues dans le media filtrat (tourbe et
copeaux de bois) sont suspecteacutes ecirctre agrave lrsquoorigine du faible taux drsquoeacutelimination de la DCO
Apregraves le traitement biologique le lixiviat obtenu a eacuteteacute utiliseacute pour alimenter le reacuteacteur drsquoEC
Trois anodes ont eacuteteacute testeacutees pendant les expeacuteriences drsquoEC (Al Fe et alliage de Mg) Les effets de
densiteacute de courant et de temps drsquoeacutelectrolyse ont eacuteteacute eacutetudieacutes pour chaque anode afin drsquoidentifier
90
les meilleures conditions de traitement Concernant lrsquoanode en Mg les meilleures conditions
opeacuteratoires retenues eacutetaient i = 10 mAcm2 et t = 30 min Dans ces conditions opeacuteratoires 53
drsquoabattement de DCO et 85 drsquoabattement de la couleur ont eacuteteacute obtenus Cependant une
augmentation significative du pH est enregistreacutee en utilisant lrsquoanode en Mg Le pH est passeacute de
84 plusmn 023 avant traitement agrave 106 plusmn 015 apregraves traitement Cette hausse du pH est principalement
due agrave la formation drsquoions hydroxydes (geacuteneacutereacutes agrave la cathode) neacutecessaires agrave la preacutecipitation des
hydroxydes de magneacutesium Dans nos conditions opeacuteratoires les hydroxydes de Mg se formaient
agrave des pH autour de 10 Il est important de souligner ici que lrsquoalcaliniteacute a une influence neacutegative
sur les performances drsquoEC en utilisant une anode en Mg Elle retarde la formation des
hydroxydes de Mg responsables de la deacutepollution des effluents et entraine des problegravemes
drsquoencrassement des eacutelectrodes avec la formation de tartres comme le (MgCO3 et le CaCO3) qui
se deacuteposent sur les eacutelectrodes
Suite aux difficulteacutes rencontreacutees avec lrsquoanode en Mg des anodes en Al et en Fe ont eacuteteacute eacutetudieacutees
lors de lrsquoEC du lixiviat bio-filtreacute Suite aux essais reacutealiseacutes les conditions opeacuteratoires retenues
sont i = 10 mAcm2 et t = 20 min pour lrsquoAl et i = 8 mAcm
2 et t = 20 min pour le Fe Dans ces
conditions 70 et 65 drsquoabattement de la DCO sont enregistreacutes en utilisant respectivement les
eacutelectrodes drsquoAl et de Fe Ces anodes se sont montreacutees moins sensibles agrave la hausse du pH et de la
preacutesence de lrsquoalcaliniteacute
Le fractionnement de la matiegravere organique du lixiviat brut a reacuteveacuteleacute des concentrations de 17 mg
CL drsquoacides humiques (AH) 144 mg CL de composeacutes hydrophiles (Hyl) et 144 mg CL
drsquoacides fulviques (AF) ce qui correspond agrave 5 drsquoAH 45 drsquoAF et 36 de Hyl et ce en
termes de COT Apregraves BF une augmentation de la fraction des AH a eacuteteacute enregistreacutee confirmant
ainsi lrsquohypothegravese selon laquelle les substances humiques (issues du biofiltre) sont relargueacutees
91
dans le lixiviat traiteacute Cependant les fractions des AF et Hyl ont eacuteteacute reacuteduites de 29 et 53
respectivement Apregraves EC la fraction des AH a eacuteteacute complegravetement eacutelimineacutee avec les deux anodes
(Fe ou Al) tandis que les fractions des AF et Hyl eacutetaient partiellement eacutelimineacutees avec des taux
drsquoabattement du COT variant de 57 agrave 60 et 37 agrave 46 respectivement Agrave travers cette eacutetude on
peut conclure que les composeacutes ayant des faibles poids moleacuteculaires (Hyl) sont
preacutefeacuterentiellement eacutelimineacutes par BF tandis que lrsquoEC est plus efficace pour lrsquoabattement des
composeacutes qui preacutesentent des poids moleacuteculaires eacuteleveacutes agrave telles que les substances humiques (AH
et AF)
Une reacuteduction eacutelectrochimique des nitrates en ammonium a eacuteteacute observeacutee lors de lrsquoEC du lixiviat
bio-filtreacute Dans lrsquooptique de minimiser cette reacuteaction parasite (non deacutesireacutee) diffeacuterentes cathodes
ont eacuteteacute eacutetudieacutees (Al Fe Inox Cu et TiPt) Le TiPt est la cathode qui produit moins drsquoions
ammonium (lt 3 mg NL) agrave cause de sa faible surtension drsquohydrogegravene La formation de NH4 peut
ecirctre aussi minimiseacutee en reacuteduisant la surface de la cathode et la densiteacute de courant Cependant la
reacuteduction de la surface cathodique et de la densiteacute de courant induit une reacuteduction de
lrsquoabattement de la DCO
Lrsquoeacutetude du sceacutenario 2 consistait agrave installer le proceacutedeacute drsquoEC en amont du proceacutedeacute de BF Les
conditions opeacuteratoires retenues pour lrsquoEC du lixiviat brut avec une anode en Al sont i = 8
mAcm2 et t = 20 min Dans ces conditions un taux drsquoabattement de la DCO totale de 37 plusmn 2 a
eacuteteacute obtenu avec une concentration initiale de 1522 mg O2L Des expeacuteriences de fractionnement
de la matiegravere organique ont montreacute que lrsquoabattement de la DCO est principalement lieacute agrave la DCO
insoluble et la fraction des acides humiques Concernant les autres types de polluants lrsquoEC a
permis drsquoatteindre des taux drsquoabattement satisfaisants notamment pour la turbiditeacute (82 plusmn 9) la
couleur vraie (60 plusmn 12) le zinc (95 plusmn 3) et le phosphore total (82 plusmn 5) avec des
92
concentrations initiales respectives de 178 plusmn 54 NTU 1620 plusmn 420 UCV 146 plusmn 006 mgL 489
plusmn 036 mg P-PO4L Le traitement subseacutequent par BF a eacuteteacute tregraves efficace pour lrsquoeacutelimination de la
matiegravere organique biodeacutegradable avec plus de 97 drsquoabattement de la DBO5 En revanche
seulement 42 plusmn 7 drsquoabattement de la DCO reacutesiduelle a eacuteteacute enregistreacute Malgreacute une tregraves faible
concentration de phosphore (09 plusmn 027 mg PL) et une forte concentration drsquoions Al3+
(125 plusmn
076 mgL) dans le lixiviat eacutelectro-coaguleacute le processus de nitrification nrsquoa pas eacuteteacute affecteacute Une
eacutelimination quasi-totale de lrsquoazote ammoniacal a eacuteteacute obtenue avec une concentration initiale
moyenne de 595 plusmn 50 mg NL
Une eacutetude technico-eacuteconomique sommaire a permis drsquoestimer les coucircts drsquoexploitation agrave 184 et
158 $CAD pour les sceacutenarios 1 et 2 respectivement Ces coucircts obtenus avec une utilisation
drsquoanode en Al prennent en compte lrsquoaeacuteration du biofiltre le renouvellement des anodes la
consommation drsquoeacutenergie le remplacement du meacutedia filtrant et le traitement des reacutesidus
meacutetalliques Les coucircts relatifs au proceacutedeacute drsquoEC repreacutesentent plus de 70 du coucirct total de la
filiegravere de traitement
171 Les limites de lrsquoeacutetude
Les travaux reacutealiseacutes pendant cette thegravese preacutesentent quelques limites mentionneacutees ci-apregraves
Bien que les biofiltres nrsquoont montreacute aucun signe de colmatage pendant lrsquoeacutetude des
sceacutenarios 1 et 2 qui ont dureacute respectivement 350 et 120 jours on ignore le comportement
de ces derniers avec des temps drsquoopeacuteration plus longs Surtout dans le cas du sceacutenario 1
ougrave un pheacutenomegravene de cristallisation des copeaux de bois situeacutes agrave la surface du biofiltre a
eacuteteacute constateacute Un suivi prolongeacute des biofiltres est neacutecessaire afin de deacuteterminer leur dureacutee
de vie
93
La mecircme probleacutematique est redouteacutee avec le proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation Mecircme si les
expeacuteriences de laboratoire ont monteacute que les anodes en aluminium et en fer sont moins
sensibles agrave lrsquoalcaliniteacute par rapport agrave lrsquoanode en magneacutesium ces derniers peuvent subir des
pheacutenomegravenes drsquoencrassement dans le long ou moyen terme si le proceacutedeacute est opeacutereacute en
mode continu Cet encrassement peut ecirctre limiteacute avec un entretien reacutegulier du reacuteacteur
drsquoEC avec comme conseacutequence une hausse des coucircts drsquoexploitation du proceacutedeacute
Les lixiviats utiliseacutes pendant cette eacutetude srsquoagissaient de lixiviat mature (LES 1) voir
intermeacutediaire (LES 2) il serait inteacuteressant drsquoexpeacuterimenter un lixiviat jeucircne avec des
teneurs plus conseacutequentes en DCO DBO NH4 et meacutetaux afin drsquoeacutevaluer les performances
du proceacutedeacute de couplage
La fraction des composeacutes hydrophobes nrsquoont pas eacuteteacute pris en consideacuteration lors de lrsquoeacutetude
du fractionnement de la matiegravere organique dissoute
Certaines espegraveces azoteacutees nrsquoont pas eacuteteacute analyseacutees lors des bilans drsquoazote reacutealiseacutes dans le
biofiltre et pendant lrsquoeacutetude de la reacuteduction eacutelectrochimique des nitrates Par exemple la
mesure du N2 produit dans le biofiltre pourrait donner des informations pertinentes sur le
degreacute de deacutenitrification
Lrsquoestimation des coucircts drsquoexploitation du proceacutedeacute nrsquoa pas pris en compte certaines
deacutepenses comme les frais lieacutes au transport des intrants lrsquousinage des eacutelectrodes la
manutention du MF la main drsquoœuvre ainsi que drsquoautres frais connexes
94
172 Recommandations pour les travaux futurs
Investiguer en deacutetail le pheacutenomegravene de relargage des substances humiques agrave partir du
meacutedia filtrant afin de minimiser son impact sur lrsquoaugmentation de la DCO apregraves
biofiltration
Expeacuterimenter drsquoautres cathodes agrave faible surtension drsquohydrogegravene tel que le nickel (moins
chegravere que le titane platineacute) afin de reacuteduire la reacuteaction de reacuteduction eacutelectrochimique des
nitrates en ammonium
Expeacuterimenter drsquoautres cathodes qui peuvent permettre de reacuteduire seacutelectivement les
nitrates en azote gazeux avec un minimum de formation drsquoazote ammoniacal
Eacutetudier le pheacutenomegravene de relargage du zinc lors de la biofiltration Il serait pertinent de
reacutealiser des essais drsquoabsorption sur tourbe afin de veacuterifier lrsquohypothegravese selon laquelle les
ions Zn2+
sont substitueacutes par les ions Al3+
et Fe2+
qui semblent avoir une meilleure
affiniteacute drsquoadsorption sur la tourbe
Vu la forte teneur drsquoazote ammoniacal dans les lixiviats il serait inteacuteressant de reacutecupeacuterer
et de valoriser ce nutriment Par exemple la hausse du pH constateacutee lors de lrsquoutilisation
de lrsquoanode en Mg peut aider agrave volatiliser le NH3 et de lrsquoabsorber dans une solution acide
(H2SO4 par exemple) afin de former du sulfate drsquoammonium ((NH4)2SO4) qui peut ecirctre
utiliseacute comme agent de fertilisation des sols
Eacutetudier et identifier la meilleure approche possible pour le traitement des reacutesidus
meacutetalliques formeacutes apregraves eacutelectrocoagulation
95
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111
Partie II
ARTICLES
113
CHAPITRE 2
UTILISATION DES PROCEDES ELECTROCHIMIQUES ET LEURS
COMBINAISONS AVEC LES PROCEDES BIOLOGIQUES POUR LE
TRAITEMENT DES LIXIVIATS DE SITES DrsquoENFOUISSEMENT SANITAIRES
ndash REVUE DE LITTERATURE
Le chapitre 2 est constitueacute drsquoune revue de litteacuterature eacutelargie reacutealiseacutee sur le traitement des
lixiviats avec lrsquoutilisation des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques (eacutelectrocoagulation eacutelectro-
oxydation and eacutelectro-Fenton) et leurs combinaisons avec des proceacutedeacutes biologiques Ces
travaux ont eacuteteacute publieacutes dans la revue des sciences de lrsquoeau
Oumar Dia Patrick Drogui Rino Dubeacute et Gerardo Buelna (2016)
Utilisation des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et leurs combinaisons avec les proceacutedeacutes
biologiques pour le traitement des lixiviats de sites drsquoenfouissement sanitaires -
revue de litteacuterature Revue des Sciences de lrsquoEau 29 63-89 DOI
1072021035717ar
115
2 UTILISATION DES PROCEDES ELECTROCHIMIQUES ET
LEURS COMBINAISONS AVEC LES PROCEDES BIOLOGIQUES
POUR LE TRAITEMENT DES LIXIVIATS DE SITES
DrsquoENFOUISSEMENT SANITAIRES ndash REVUE DE LITTERATURE
21 Reacutesumeacute
Les lixiviats des sites drsquoenfouissement sanitaires contiennent divers types de composeacutes
organiques et inorganiques susceptibles de polluer les milieux aquatiques srsquoils ne sont pas
convenablement traiteacutes Depuis quelques anneacutees on note une utilisation croissante des
techniques eacutelectrochimiques avec des reacutesultats satisfaisants pour le traitement des
lixiviats Parmi les avantages lieacutes agrave lrsquoutilisation de ces proceacutedeacutes on peut citer une faible
emprise au sol un temps de traitement court une utilisation limiteacutee voire inexistante de
reacuteactifs chimiques et une faciliteacute drsquoautomatisation La capaciteacute agrave traiter les composeacutes
organiques bio-reacutefractaires et agrave augmenter la biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent constitue un
atout majeur lors du traitement de certains types de lixiviats Dans cette revue de
litteacuterature un accent particulier sera porteacute sur les trois proceacutedeacutes eacutelectrochimiques les plus
utiliseacutes pour le traitement des lixiviats agrave savoir lrsquoeacutelectro-oxydation (EO) lrsquoeacutelectro-
Fenton (EF) et lrsquoeacutelectrocoagulation (EC) Pour chacun des proceacutedeacutes les diffeacuterents
paramegravetres opeacuteratoires qui influencent lrsquoefficaciteacute du traitement sont eacutelucideacutes Drsquoune
faccedilon globale les proceacutedeacutes eacutelectrochimiques sont influenceacutes entre autres par lrsquointensiteacute
du courant appliqueacute le type drsquoeacutelectrode utiliseacute la distance inter-eacutelectrode le temps de
traitement le pH et la conductiviteacute du milieu Le couplage des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques
et biologiques pour le traitement des lixiviats a eacuteteacute investigueacute Lrsquointeacutegration de ces deux
proceacutedeacutes permet drsquoaugmenter les performances eacutepuratoires tout en reacuteduisant les coucircts et
les temps de traitement Toutefois des eacutetudes approfondies sont neacutecessaires afin
116
drsquooptimiser ces couplages et drsquoeacuteclaircir lrsquoinfluence du traitement biologique sur le
traitement eacutelectrochimique et vice-versa
22 Mots cleacutes
Lixiviat site drsquoenfouissement traitement eacutelectrochimique traitement biologique eacutelectro-
oxydation eacutelectrocoagulation oxydation anodique eacutelectro-Fenton
117
23 Introduction
Lrsquoenfouissement est lrsquoun des principaux modes de gestion des deacutechets dans plusieurs
pays du monde (Orkun et Kuleyin 2012) Les deacutechets enfouis subissent divers processus
de transformations chimiques et biologiques agrave lrsquointeacuterieur de la deacutecharge (Kjeldsen et al
2002) La percolation de lrsquoeau de pluie agrave travers la deacutecharge entraicircne la production drsquoun
effluent chargeacute en matiegraveres organiques et mineacuterales appeleacute lixiviat (Lema et al 1988)
Vu lrsquoimpact neacutegatif que ces lixiviats peuvent preacutesenter pour lrsquoenvironnement une
attention particuliegravere doit ecirctre porteacutee sur les sites drsquoenfouissement des deacutechets afin de
preacuteserver toute intrusion des lixiviats dans les nappes phreacuteatiques (Lema et al 1988) La
composition physico-chimique des lixiviats varie drsquoune deacutecharge agrave une autre La teneur
en polluants dans les lixiviats est fortement influenceacutee par lrsquoacircge de la deacutecharge (Kjeldsen
et al 2002) Ainsi les lixiviats issus des deacutecharges laquo jeunes raquo sont caracteacuteriseacutes par une
forte concentration en matiegraveres organiques principalement biodeacutegradables (Harmsen
1983) Avec le vieillissement de la deacutecharge on note une diminution des concentrations
du lixiviat et la preacutesence de divers composeacutes organiques reacutefractaires (Ehrig 1989) Les
proceacutedeacutes biologiques sont traditionnellement utiliseacutes pour le traitement des lixiviats
Parmi les proceacutedeacutes biologiques couramment utiliseacutes on peut citer le lagunage (Robinson
et Grantham 1988) les boues activeacutees (Hosomi et al 1989) les lits bacteacuteriens
(Martienssen et al 1995) etc Les proceacutedeacutes biologiques preacutesentent comme principal
atout lrsquoefficaciteacute de traiter les polluants organiques biodeacutegradables avec un coucirct rentable
(Kurniawan et al 2010) Ils sont aussi efficaces pour le traitement des lixiviats issus des
deacutecharges laquojeunesraquo caracteacuteriseacutes par leur biodeacutegradabiliteacute Cependant leur utilisation est
limiteacutee pour lrsquoeacutepuration des lixiviats composeacutes de grands pourcentages de composeacutes bio-
118
reacutefractaires (Xiao et al 2013) Pour faire face agrave ce problegraveme quelques proceacutedeacutes physico-
chimiques ont eacuteteacute expeacuterimenteacutes au cours de ces derniegraveres anneacutees pour le traitement des
lixiviats de sites drsquoenfouissement sanitaires Les proceacutedeacutes membranaires les proceacutedeacutes
drsquooxydation avanceacutee et les proceacutedeacutes eacutelectrochimiques occupent une place importante
dans ces nouvelles technologies de traitement Les membranes filtrantes (microfiltration
ultrafiltration nanofiltration et osmose inverse) permettent de transfeacuterer les polluants
drsquoune phase agrave une autre sans pour autant les deacutegrader De plus les pheacutenomegravenes de
colmatage des membranes rendent leur utilisation deacutelicate (Renou et al 2008) Les
proceacutedeacutes drsquooxydation avanceacutee permettent une deacutegradation partielle ou totale des
polluants avec lrsquoutilisation drsquooxydants puissants comme lrsquoozone et le radical hydroxyle
combineacutes avec les radiations ultraviolettes et les ultrasons Malgreacute les bonnes efficaciteacutes
des proceacutedeacutes drsquooxydation avanceacutee ils neacutecessitent une grande consommation eacutenergeacutetique
lieacutee agrave lrsquoutilisation des geacuteneacuterateurs drsquoozone des lampes UV et des geacuteneacuterateurs drsquoultrasons
(Lopez et al 2004) Certains de ces proceacutedeacutes requiegraverent eacutegalement une utilisation
conseacutequente de peroxyde drsquohydrogegravene et de sulfate ferreux (proceacutedeacute Fenton) Quant aux
proceacutedeacutes eacutelectrochimiques ils permettent de geacuteneacuterer de faccedilon eacutelectrochimique des agents
reacuteactifs capables drsquoeacuteliminer efficacement les polluants Les avantages de tels proceacutedeacutes
reacutesident dans leurs aspects non polluants leurs faciliteacutes drsquoautomatisation des temps de
traitement reacuteduits et des besoins en reacuteactifs faibles (Drogui et al 2007) Lrsquoeacutelectro-
oxydation (EO) lrsquoeacutelectro-Fenton (EF) et lrsquoeacutelectrocoagulation (EC) sont les trois proceacutedeacutes
eacutelectrochimiques les plus couramment utiliseacutes pour le traitement des lixiviats
Lrsquoobjectif de cette revue de litteacuterature est double a) identifier les diffeacuterents paramegravetres
opeacuteratoires qui influencent lrsquoefficaciteacute de traitement des technologies eacutelectrochimiques
119
b) eacutetudier la faisabiliteacute et les performances du couplage des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et
biologiques pour le traitement des lixiviats de sites drsquoenfouissement sanitaires
121
24 Caracteacuteristiques des lixiviats de sites drsquoenfouissement
Le deacutebit et la composition des lixiviats sont influenceacutes par diffeacuterents paramegravetres tels que
la nature des deacutechets enterreacutes lrsquoacircge de la deacutecharge le climat local (tempeacuterature
humiditeacute preacutecipitation) le caractegravere geacuteologique du site le mode drsquoexploitation de la
deacutecharge (hauteur des deacutechets degreacute de compaciteacute) etc (Vadillo et al 1999 Xie et al
2010a)
On distingue quatre eacutetapes de deacutecomposition des deacutechets dans la deacutecharge au cours du
temps (1) la phase initiale aeacuterobie (2) la phase acidogegravene anaeacuterobie (3) la phase
meacutethanogegravene initiale et (4) phase meacutethanogegravene stable (Kjeldsen et al 2002) Mecircme
apregraves la phase de maturation stable drsquoune deacutecharge cette derniegravere continue agrave produire des
lixiviats Aux Etats-Unis les deacutecharges sont sur surveillance jusqursquoagrave 30 ans suivant leur
fermeture On estime qursquoapregraves cette peacuteriode la deacutecharge est compleacutetement stable et
qursquoune surveillance intensive nrsquoest plus neacutecessaire (Kjeldsen et al 2002)
Drsquoapregraves Christensen et al (1994) la composition des lixiviats peut ecirctre diviseacutee en quatre
groupes la matiegravere organique dissoute les macro-composeacutes inorganiques les meacutetaux
lourds et les composeacutes organiques xeacutenobiotiques Il est agrave noter que les concentrations de
ces diffeacuterents polluants peuvent varier fortement drsquoun site agrave un autre et mecircme au sein
drsquoune mecircme deacutecharge De ce fait il est difficile de deacutefinir une composition typique et
universelle des lixiviats Dans la litteacuterature les concentrations sont souvent donneacutees par
intervalles de valeurs
De nombreuses eacutetudes ont mis en eacutevidence la diminution de la concentration en polluants
organiques (DCO et DBO) avec lrsquoaugmentation de lrsquoacircge de la deacutecharge (Tableau 21)
122
Les lixiviats dits laquo jeunes raquo sont caracteacuteriseacutes par de fortes concentrations en polluants
organiques avec un grand pourcentage de matiegraveres biodeacutegradables composeacutees
essentiellement drsquoacide gras volatils (Harmsen 1983) La teneur eacuteleveacutee en matiegravere
organique est due agrave la fermentation anaeacuterobique des composeacutes organiques lors de la
phase acidogegravene Au cours des processus de fermentation et de meacutethanisation une grande
partie de la pollution organique est deacutegradeacutee par voie biologique par la flore microbienne
preacutesente dans la deacutecharge (Kjeldsen et al 2002) Avec le temps la deacutecharge se stabilise
produisant ainsi un lixiviat laquo mature raquo ou laquo stable raquo caracteacuteriseacute par une pollution
organique qui preacutesente une partie importante de composeacutes reacutefractaires difficilement
biodeacutegradables (Ehrig 1989) Le rapport de biodeacutegradabiliteacute (DBODCO) est
geacuteneacuteralement infeacuterieur agrave 01 dans les lixiviats stables
123
Tableau 2-1 Caracteacuteristiques de diffeacuterents lixiviats en fonction de lrsquoacircge de la deacutecharge
Age de la deacutecharge Pays pH Conductiviteacute
(mScm)
DCO DBO DBODCO
N-NH4 Reacutefeacuterences
(mgL) (mgL) (mgL)
Jeune Canada 57 ndash 64 - 15 000 13 500 09 350 (HENRY et PRASAD 2000)
Jeune Turquie 795 - 22 255 14 900 067 2 410 (KABDAŞLI et al 2008)
Jeune Coreacutee du Sud 72 ndash 76 - 21 300 ndash 26 940 9 250 ndash 11 650 043 1 635 ndash 1 810 (IM et al 2001)
Jeune Gregravece 49 ndash 67 23 ndash 355 44 000-115 000 9 500-80 800 021 ndash 07 1 400 ndash 10 250 (TATSI et al 2003)
Intermeacutediaire Canada 77 ndash 79 - 1 500 4 50 03 600 (HENRY et PRASAD 2000)
Intermeacutediaire Portugal 85 361 21 700 6500 03 1 200 (FERNANDES et al 2014)
Intermeacutediaire Chine 6 4 ndash 73
2 566 960 037 386 (LI et al 2011)
Intermeacutediaire Italie 84 205 5 050 1 270 025 1 330 (FRASCARI et al 2004)
Mature France 82 - 4 100 200 005 1 040 (AMOKRANE et al 1997)
Mature Japon 81 - 86 - 221 26 001 ndash 012 104 - 332 (IMAI et al 1995)
Mature USA 77 131 2 300 46 002 1 060 (SINGH et al 2012)
Mature Finlande - 307 ndash 708 270 ndash 1 000 25 - 170 009 ndash 017 53 - 270 (HOILIJOKI et al 2000)
124
Les substances humiques (acides humiques et fulviques) repreacutesentent la majeure partie de
la pollution reacutefractaire des lixiviats (Barlaz et Ham 1993) Drsquoapregraves une eacutetude de
Christensen et al (1998) reacutealiseacutee sur un lixiviat en phase meacutethanogegravene le carbone
organique dissous (COD) est composeacute de 60 drsquoacide fulvique 30 de composeacutes
hydrophiles et 10 drsquoacide humique Les poids moleacuteculaires moyens des acides
fulviques des composeacutes hydrophiles et des acides humiques sont respectivement de 1
800 2 100 et 2 600 Da (Christensen et al 1998) Entre les phases de meacutethanisation et de
stabilisation le lixiviat produit est dit laquointermeacutediaireraquo Il est caracteacuteriseacute par un rapport de
biodeacutegradabiliteacute compris entre 01 et 05 avec des concentrations en DCO geacuteneacuteralement
infeacuterieures agrave 10 000 mgL
Lrsquohumiditeacute joue un rocircle important sur la vitesse de deacutecomposition des deacutechets (Wreford
et al 2000) Il srsquoavegravere que les deacutechets enterreacutes dans les reacutegions arides se deacutecomposent
moins lentement par rapport aux deacutechets enfouis dans un sol qui reccediloit beaucoup de
preacutecipitations (Kjeldsen et al 2002)
Les lixiviats preacutesentent geacuteneacuteralement une bonne conductiviteacute eacutelectrique lieacutee agrave une forte
concentration en ions Cl- et NH4
+ (Vadillo et al 1999) Le pH acide obtenu lors de la
phase acidogegravene donne un caractegravere agressif aux lixiviats et favorise ainsi la dissolution
des composeacutes mineacuteraux (Kjeldsen et al 2002) Contrairement agrave la matiegravere organique la
concentration en azote ammoniacal ne baisse pas de maniegravere significative au cours du
temps (Burton et Watson-Craik 1998) Mecircme dans les lixiviats laquo matures raquo on retrouve
des concentrations eacuteleveacutees en azote ammoniacal (Amokrane et al 1997 Singh et al
2012) Cela est ducirc en partie agrave lrsquoammonification de substances azoteacutees comme les
proteacuteines et les acides amineacutes (Burton et Watson-Craik 1998) et le milieu anaeacuterobie de la
125
deacutecharge qui ne favorise pas les reacuteactions de nitrification De ce fait la pollution azoteacutee
est consideacutereacutee comme un polluant agrave long terme dans les deacutecharges (Kjeldsen et al
2002)
Le Tableau 22 preacutesente les gammes de concentrations en meacutetaux toxiques (Cd Cr Cu
Pb Ni Zn) pouvant ecirctre deacuteceleacutees dans les lixiviats Ces concentrations sont faibles et
sont pour la plupart infeacuterieures aux normes en vigueur portant sur la qualiteacute de lrsquoeau
potable (Ehrig 1983 Kjeldsen et al 2002 Oygard et al 2004 Rule 1979) Sur 20
deacutecharges eacutetudieacutees les concentrations en meacutetaux eacutetaient pour la plupart infeacuterieures agrave 1
mgL (Ehrig 1983) Ces faibles concentrations sont dues agrave une tregraves faible proportion
(002) de meacutetaux lixivieacutes par rapport agrave la teneur initiale introduite dans la deacutecharge
(Kjeldsen et al 2002) Ces faibles concentrations sont eacutegalement attribueacutees agrave
lrsquoadsorption des meacutetaux agrave la surface des colloiumldes et agrave la co-preacutecipitation des meacutetaux avec
certains composeacutes organiques et inorganiques preacutesents dans les lixiviats (Baun et
Christensen 2004 Calace et al 2001 Jensen et al 1999) Ces meacutetaux peuvent par
exemple preacutecipiter sous forme de sulfures et de carbonates Ces composeacutes sont
geacuteneacuteralement preacutesents en quantiteacutes non neacutegligeables dans les lixiviats (Kjeldsen et al
2002)
De nombreuses eacutetudes ont deacutemontreacute la toxiciteacute des lixiviats issus des sites
drsquoenfouissement sanitaires (Cleacutement et Merlin 1995 Oshode et al 2008 Plotkin et
Ram 1984) Cheung et al (1993) et Cleacutement et Merlin (1995) ont rapporteacute que la
concentration eacuteleveacutee en azote ammoniacal contribue de faccedilon consideacuterable agrave la toxiciteacute
des lixiviats La preacutesence des microorganismes pathogegravenes contribue aussi agrave la toxiciteacute
des lixiviats (Oshode et al 2008) Lors drsquoune eacutetude de la population bacteacuterienne drsquoun
126
lixiviat Oshode et al (2008) ont recenseacute 112 espegraveces bacteacuteriennes appartenant agrave 17
genres diffeacuterentes Certains microorganismes pathogegravenes recenseacutes (Bacillus cereus E
coli Staphylococus aureus Clostridium sordellihellip) produisent des substances toxiques
dans le milieu Drsquoautres facteurs comme le pH la conductiviteacute et la preacutesence de certains
meacutetaux lourds peuvent contribuer agrave la toxiciteacute des lixiviats (Kjeldsen et al 2002)
Tableau 2-2 Concentrations des meacutetaux lourds dans les lixiviats (Kjeldsen et al
2002)
Meacutetaux lourds Gamme de concentration (mgL)
Arsenic 10-2
- 1
Cadmium 10-4
- 04
Chrome 2 10-2
-15
Cobalt 5 10-3
-15
Cuivre 5 10-3
- 10
Plomb 10-3
- 5
Mercure 1510-5
- 016
Nickel 15 10-2
- 13
Zinc 310-2
- 103
Les lixiviats contiennent une large varieacuteteacute de composeacutes xeacutenobiotiques dont les plus
freacutequemment rencontreacutes sont les hydrocarbures aromatiques (benzegravene toluegravene
eacutethylbenzegravene xylegravenes etc) et les hydrocarbures halogeacuteneacutes comme le teacutetrachloroeacutethylegravene
et le trichloreacutethylegravene (Kjeldsen et al 2002)
127
25 Proceacutedeacute drsquoeacutelectro-Oxydation
Le proceacutedeacute drsquooxydation anodique est utiliseacute depuis quelques deacutecennies pour le traitement
de la couleur et de certains polluants organiques tels que le pheacutenol les cyanures et
lrsquoaniline (Canizares et al 2005b Lanza et Bertazzoli 2002) Ces derniegraveres anneacutees son
utilisation pour le traitement des lixiviats a donneacute des reacutesultats relativement satisfaisants
Il est souvent utiliseacute comme eacutetape de preacutetraitement pour reacuteduire la charge de la DCO et
de lrsquoazote ammoniacal ou encore comme traitement tertiaire pour la deacutegradation des
polluants organiques reacutecalcitrants (Fernandes et al 2012) On distingue deux types de
reacuteaction la reacuteaction drsquooxydation directe et la reacuteaction drsquooxydation indirecte (Figure 21)
Figure 2-1 Processus doxydation directe et indirecte
Dans une reacuteaction drsquooxydation directe lrsquooxydation se fait soit par conversion
eacutelectrochimique ou par combustion eacutelectrochimique (Comninellis 1994) Pendant la
conversion eacutelectrochimique les composeacutes organiques non biodeacutegradables sont
partiellement oxydeacutes en composeacutes plus biodeacutegradables tandis que lors de la combustion
eacutelectrochimique on assiste agrave une deacutegradation complegravete des polluants organiques sous
128
forme de CO2 et de H2O (Grimm et al 1998) La reacuteaction directe se fait en deux eacutetapes
une premiegravere eacutetape drsquooxydation anodique de la moleacutecule drsquoeau conduisant agrave la formation
de lrsquoespegravece reacuteactive OH qui srsquoadsorbe sur un site actif de lrsquoeacutelectrode laquo M(OH) raquo
(Eacutequation 21) et une seconde eacutetape ougrave le radical hydroxyle oxyde le polluant organique
laquo R raquo en laquo RO raquo (Eacutequation 22) La reacuteaction entre les composeacutes organiques oxydeacutes laquo RO
raquo et les radicaux hydroxyles peut conduire agrave une oxydation complegravete (Drogui et al 2007)
(Eacutequation 23)
Eacutequation 2-1 ( )
Eacutequation 2-2 ( )
Eacutequation 2-3 ( )
Un pheacutenomegravene de compeacutetition peut avoir lieu pendant lrsquooxydation et diminuer ainsi
lrsquoefficaciteacute de deacutegradation des polluants (Drogui et al 2007) La formation drsquooxygegravene
est un exemple de reacuteaction parasite (Eacutequation 24)
Eacutequation 2-4 ( )
Pendant lrsquooxydation indirecte les substances organiques sont deacutetruites par des
intermeacutediaires reacuteactifs tels que le peroxyde drsquohydrogegravene H2O2 lrsquoozone O3 lrsquoacide
peroxydisulfurique H2S2O8 lrsquoacide hypochloreux HClO lrsquoacide hypobromeux HBrO ou
drsquoautres oxydants formeacutes par eacutelectro-oxydation des composeacutes inorganiques preacutesents dans
la solution (Deng et Englehardt 2007 Drogui et al 2001 Farmer et al 1992 Grimm et
al 1998 Stucki et al 1987) (Eacutequations 25 agrave 27)
Eacutequation 2-5
Eacutequation 2-6
129
Eacutequation 2-7
Vu que lrsquoobjectif du traitement eacutelectrochimique est de deacutegrader les polluants organiques
il est preacutefeacuterable drsquoutiliser des eacutelectrodes qui ont une forte surtension drsquooxygegravene (Drogui
et al 2007) Les anodes les plus utiliseacutees sont les oxydes de titane et de rutheacutenium
recouverts de titane (DSA) les eacutelectrodes ternaires Sn-Pb-Ru recouverts de titane (SPR)
le diamant dopeacute au bore (BDD) le graphite etc (Feki et al 2009) Lrsquousage de ces
eacutelectrodes agrave forte surtension drsquooxygegravene implique la geacuteneacuteration drsquoespegraveces oxygeacuteneacutees
reacuteactives comme le radical hydroxyle responsables de la deacutegradation de la matiegravere
organique (Weiss 2006) Ces mateacuteriaux preacutesentent eacutegalement une stabiliteacute chimique par
rapport aux milieux acides et alcalins La cathode est souvent constitueacutee par un eacuteleacutement
meacutetallique simple comme lrsquoacier inoxydable le cuivre ou le titane (Chiang et al 1995
Moraes et Bertazzoli 2005 Tsai et al 1997) Le choix de lrsquoeacutelectrode peut influencer de
maniegravere significative les performances du traitement En utilisant diffeacuterents types
drsquoeacutelectrodes agrave lrsquoanode Chiang et al (1995) ont obtenu des taux deacutecroissants
drsquoabattement de la DCO selon cet ordre SPR gt DSA (oxyde de Ru et de Ti recouvert de
Ti) gt PbO2Ti gt Graphite Un taux drsquoabattement de 92 de la DCO et une eacutelimination
quasi complegravete de lrsquoazote ammoniacal sont obtenus avec lrsquoanode en SPR et une densiteacute
de courant de 150 mAcm2 Les taux drsquoabattement satisfaisants obtenus avec cette
eacutelectrode (SPR) sont lieacutes agrave la production drsquooxydants intermeacutediaires tels que HClO
formeacutes lors de lrsquooxydation indirecte Selon les auteurs le SPR preacutesente plus de capaciteacute agrave
geacuteneacuterer les oxydants intermeacutediaires par rapport aux autres eacutelectrodes eacutetudieacutees Pour
combiner agrave la fois les effets drsquoeacutelectro-oxydation et drsquoeacutelectrocoagulation Tsai et al (1997)
ont utiliseacute le fer et lrsquoaluminium comme anodes solubles ils ont obtenu un pourcentage
130
drsquoeacutelimination de la DCO variant de 30 agrave 50 Lrsquoeacutelectrode de diamant dopeacute au bore
(BDD) a eacuteteacute utiliseacutee par Cabeza et al (2007) pour le traitement de lrsquoazote ammoniacal
avec des performances deacutepassant 95 drsquoabattement
La concentration en ions chlorures (Cl-) et la densiteacute de courant appliqueacutee jouent
eacutegalement un rocircle important dans lrsquoefficaciteacute du traitement des lixiviats (Deng et
Englehardt 2007) Les lixiviats de deacutecharge peuvent contenir des concentrations en ions
chlorures variant entre 150 et 4 500 mgL (Kjeldsen et al 2002) Lrsquooxydation anodique
des ions chlorures en chlore gazeux est suivie de sa dismutation en solution et conduit agrave
la formation drsquoacide hypochloreux (HClO) Cependant le chlore peut reacuteagir avec des
composeacutes organiques et former des composeacutes organochloreacutes dont certains sont
potentiellement canceacuterigegravenes (Deng et Englehardt 2007) Selon Li et al (2001) la
concentration en ions chlorures a un effet positif sur lrsquoabattement de la DCO jusqursquoagrave une
concentration de 5 000 mgL Au-delagrave de cette valeur lrsquoajout suppleacutementaire de chlorures
nrsquoameacuteliore pas la performance du proceacutedeacute En preacutesence drsquoion sulfates ceux-ci peuvent
eacutegalement ecirctre oxydeacutes en acide persulfurique (H2S2O8) sur une anode constitueacutee de bore
dopeacute en diamant (BDD) (Serrano et al 2002) Lrsquoacide persulfurique est un oxydant
puissant pouvant ecirctre utiliseacute pour lrsquooxydation de la matiegravere organique dans les lixiviats
En somme les composeacutes organiques peuvent ecirctre directement oxydeacutes agrave lrsquoanode et
indirectement oxydeacutes en solution par lrsquoacide hypochloreux ou par lrsquoacide persulfurique
Comme tous les proceacutedeacutes eacutelectrochimiques lrsquointensiteacute appliqueacutee est un facteur majeur de
lrsquoopeacuteration La gamme de densiteacute de courant utiliseacutee dans le traitement des lixiviats varie
drsquoun minimum de 5 mAcm2 agrave un maximum de 540 mAcm
2 (Deng et Englehardt 2007)
Lrsquoaugmentation de la densiteacute de courant augmente les performances de deacutepollution en
131
termes de DCO drsquoazote ammoniacal et de couleur (Chiang et al 1995 Moraes et
Bertazzoli 2005) Drsquoapregraves une eacutetude de Chiang et al (1995) en augmentant la densiteacute de
courant de 50 agrave 150 mAcm2 le taux drsquoeacutelimination de lrsquoazote ammoniacal a doubleacute de 40
agrave 80 tandis que lrsquoabattement de la DCO a augmenteacute de 25 agrave 35 Cependant
lrsquoaugmentation du courant peut engendrer la coloration de la solution suite agrave la corrosion
de lrsquoanode Bashir et al (2009) ont observeacute une coloration du lixiviat et une chute de
lrsquoabattement de la DCO due agrave la corrosion de lrsquoanode en graphite utiliseacutee Un pheacutenomegravene
similaire est observeacute par Rada et al (2013) suite agrave la corrosion de lrsquoeacutelectrode en acier
Ces effets neacutefastes lieacutes agrave la corrosion des eacutelectrodes montrent lrsquoimportance de choisir des
eacutelectrodes qui preacutesentent agrave la fois une forte surtension en oxygegravene et une bonne stabiliteacute
chimique Il est agrave noter que travailler avec des densiteacutes de courant faibles peut ecirctre
neacutefaste pour lrsquoopeacuteration drsquoEO (Cossu et al 1998) ont observeacute une coloration de la
solution et un deacutepocirct de preacutecipiteacute marron sur la surface des anodes de TiPbO2 et TiSnO2
en travaillant avec une densiteacute de courant infeacuterieure agrave 5 mAcm2
Le temps de traitement a aussi une influence sur lrsquoefficaciteacute du traitement Son
augmentation favorise geacuteneacuteralement la deacutegradation des polluants En augmentant le
temps de traitement de 05 agrave 4h Chiang et al (1995) ont observeacute une augmentation de 5 agrave
30 du taux drsquoeacutelimination de la DCO et drsquoenviron 20 pour lrsquoazote ammoniacal
Lrsquoinfluence du pH sur le traitement reste un sujet controverseacute (Deng et Englehardt
2007) Drsquoapregraves Cossu et al (1998) seule une leacutegegravere augmentation de la vitesse de
deacutegradation de la DCO est obtenue apregraves avoir fait varier le pH du lixiviat de 83 agrave 30
Cependant Li et al (2001) et Vlyssides et al (2003) suggegraverent des pH acides pour
lrsquooptimisation de la consommation eacutelectrique et lrsquoabattement de la DCO La modeste
132
hausse de lrsquoabattement de la DCO en milieu acide est attribueacutee agrave la faible concentration
en ions carbonates et bicarbonates retrouveacutes pour de faibles valeurs de pH Ces espegraveces
alcalines peuvent entrer rapidement en reacuteaction avec les radicaux hydroxyles produits et
limiter ainsi lrsquoefficaciteacute de la deacutegradation des composeacutes organiques (Cossu et al 1998)
Le Tableau 23 reacutesume les reacutesultats de quelques eacutetudes sur lrsquoeacutelectro-oxydation des
lixiviats
133
Tableau 2-3 Reacutesumeacute des reacutesultats de quelques eacutetudes sur lrsquoeacutelectro-oxydation des lixiviats de site drsquoenfouissement
Anode Cathode
Volume de
travail
(L)
pH
(initial)
Dureacutee de
traitement
(min)
Conc DCO
initiale
(mgL)
Abattement
DCO
()
Conc N-NH4
initiale
(mgL)
Abattement
N-NH4
()
Intensiteacute ou
densiteacute de
courant
Reacutefeacuterences
Graphite Acier 06 8 240 4 100 ndash 5 000 21 2 100 ndash 3 000 11 75 mAcm2 (CHIANG et al
1995)
PbO2Ti Acier 06 8 240 4 100 ndash 5 000 274 2 100 ndash 3 000 331 75 mAcm2 (CHIANG et al
1995)
Ru-Ti (DSA) Acier 06 8 240 4 100 ndash 5 000 29 2 100 ndash 3 000 361 75 mAcm2 (CHIANG et al
1995)
Sn-Pb-Ru (SPR)
Acier 06 8 240 4 100 ndash 5 000 303 2 100 ndash 3 000 376 75 mAcm2 (CHIANG et al
1995)
BDD Acier
inox - 835 480 - - 1 934 80 60 mAcm2
(CABEZA et al
2007)
BDD Acier
inox - 835 360 - - 1 934 gt 98 90 mAcm2
(CABEZA et al
2007)
Al Cu 2 82 ndash 85 20 1 207 325 - - 458 mAcm2 (TSAI et al 1997)
Fe Cu 2 82 ndash 85 20 1 134 362 - - 737 mAcm2 (TSAI et al 1997)
TiPt Acier
inox 6 61 300 60 000 53 1 200 100
33 -54
mAcm2
(VLYSSIDES et al
2003)
Graphite Graphite 06 91 200 1 414 68 - - 799 mAcm2 (BASHIR et al
2009)
Acier inox Acier
inox 2 75 10 080 4 314 65 2 296 607 105 ndash 06 A (RADA et al 2013)
TiRuO2-
IrO2
Acier
inox 02 885 90 560 662 520 984 47 mAcm2
(ZHANG et al
2011)
BDD BDD 10 5 240 3 385 19 - - 63 A (ANGLADA et al
2011)
TiPt Acier
inox 02 9 60 2 740 635 135 80 40 mAcm2 (ALOUI et al 2009)
TiPt Acier inox
02 9 60 2 740 39 - - 15 mAcm2 (ALOUI et al 2009)
135
26 Proceacutedeacute drsquoeacutelectro-fenton
Lrsquoaction du reacuteactif de Fenton sur lrsquoacide tartrique a eacuteteacute observeacutee par Fenton en 1894
(Fenton 1894) Depuis lors cette technique est utiliseacutee pour deacutegrader diffeacuterents
composeacutes organiques preacutesents dans les eaux useacutees Dans le proceacutedeacute traditionnel de
Fenton le peroxyde drsquohydrogegravene H2O2 reacuteagit avec lrsquoion ferreux Fe2+
pour former le
radical hydroxyle OH qui est un oxydant puissant non seacutelectif (E asymp 273V) (Yamazaki et
Piette 1991) (Eacutequation 28) Ce dernier est capable de deacutegrader la majeure partie des
composeacutes organiques jusqursquoagrave lrsquoeacutetape ultime de la mineacuteralisation
Eacutequation 2-8
En dehors de la reacuteaction principale de Fenton une seacuterie de reacuteactions secondaires aura lieu
dans le milieu reacuteactionnel (Eacutequations 29 ndash 214) (Umar et al 2010)
Eacutequation 2-9
Eacutequation 2-10
Eacutequation 2-11
Eacutequation 2-12
Eacutequation 2-13
Eacutequation 2-14
Mecircme si la vitesse de formation du radical hydroxyle dans la Reacuteaction 8 est assez rapide
(k8= 70 M-1
s-1
) lrsquoion ferreux et le peroxyde drsquohydrogegravene entrent tregraves rapidement en
reacuteaction avec le radical OH agrave une cineacutetique tregraves rapide k10= 33 10
7 M
-1s
-1 pour H2O2
136
et k11= 32 108 M
-1s
-1 pour Fe
2+ (Eacutequations 210 ndash 211) (Buxton et al 1988) De plus
la reacuteaction de la reacutegeacuteneacuteration du Fe (II) agrave partir du Fe (III) par le peroxyde drsquohydrogegravene
(Eacutequation 29) se fait avec une cineacutetique lente (k9= 10-3
ndash 10-2
M-1
s-1
) (Walling et
Goosen 1973) Ces pheacutenomegravenes peuvent limiter la disponibiliteacute du radical hydroxyle
dans la solution et diminuer par conseacutequence lrsquoefficaciteacute de deacutegradation des polluants En
outre les quantiteacutes importantes de fer (II) et de peroxyde ajouteacutees pour maintenir la
productiviteacute du radical hydroxyle peuvent entraicircner un surplus de production des boues
drsquohydroxydes ferrique suite agrave la coagulation des colloiumldes par le fer (III) (Chou et al
1999)
Pour augmenter lrsquoefficaciteacute du proceacutedeacute conventionnel de Fenton une nouvelle technique
mettant en synergie le proceacutedeacute drsquoeacutelectro-oxydation et la reacuteaction de Fenton est mise au
point lrsquoeacutelectro-Fenton (EF) Cette meacutethode preacutesente comme principaux avantages la
geacuteneacuteration in situ du Fe (II) la reacutegeacuteneacuteration eacutelectrochimique du fer (II) agrave partir du fer
(III) et la formation in situ du peroxyde drsquohydrogegravene agrave partir de la reacuteduction de lrsquooxygegravene
dissous (Eacutequation 215) (Qiang et al 2003 Zhang et al 2006)
Eacutequation 2-15
Selon les besoins du traitement lrsquoopeacuteration drsquoeacutelectro-Fenton peut ecirctre reacutealiseacutee selon
quatre sceacutenarios possibles (Qiang et al 2003)
1) Ajout du Fe (II) et du peroxyde et reacutegeacuteneacuteration du Fe (II) par reacuteduction
cathodique du Fe (III)
2) Ajout du peroxyde et formation anodique de Fe (II) suivie de la reacutegeacuteneacuteration du
Fe (II) par reacuteduction cathodique du Fe (III)
137
3) Ajout du Fe (II) formation cathodique du peroxyde agrave partir de lrsquooxygegravene dissous
et reacutegeacuteneacuteration du Fe (II) par reacuteduction cathodique du Fe (III)
4) Formation cathodique du peroxyde agrave partir de lrsquooxygegravene dissous et formation
anodique du Fe (II) suivie de la reacutegeacuteneacuteration du Fe (II) par reacuteduction cathodique
du Fe (III)
Les eacutelectrodes utiliseacutees pour la reacutealisation de lrsquoeacutelectro-Fenton diffegraverent selon les besoins
du proceacutedeacute Ainsi le fer et ses alliages sont largement utiliseacutes comme anodes
sacrificielles pour la geacuteneacuteration eacutelectrochimique des ions ferreux (Atmaca 2009 Brillas
et Casado 2002 Lin et al 2000) Diffeacuterents types de cathodes tels que lrsquoacier
inoxydable le titane le graphite le feutre de carbone le carbone PTFE
(Polyteacutetrafluoroeacutethylegravene) etc sont utiliseacutes pour reacuteduire le fer (III) en fer (II) (Brillas et
Casado 2002 Chou et al 1999 Qiang et al 2003 Zhang et al 2012) Pour minimiser
lrsquooxydation du fer (II) en fer (III) agrave lrsquoanode Chou et al (1999) preacuteconisent un ratio de
surface anode cathode de 38 Concernant la geacuteneacuteration cathodique du peroxyde
drsquohydrogegravene les eacutelectrodes les plus couramment rencontreacutees sont le carbone vitreux
reacuteticuleacute et le carbone PTFE (Chou et al 1999)
Le proceacutedeacute drsquoeacutelectro-fenton est utiliseacute depuis quelques anneacutees pour traiter divers
polluants organiques Cependant son application pour le traitement des lixiviats nrsquoest pas
encore tregraves reacutepandue compareacutee agrave lrsquoutilisation du proceacutedeacute de Fenton classique (Umar et
al 2010) Les eacutetudes existantes effectueacutees sur les lixiviats montrent des reacutesultats
satisfaisants en termes drsquoabattement de la DCO de la couleur et des germes pathogegravenes
(Aziz et al 2013 Mohajeri et al 2010 Trabelsi et al 2012 Yoon et al 1998 Zhang
138
et al 2012) Le Tableau 24 reacutesume les reacutesultats obtenus de quelques eacutetudes drsquoeacutelectro-
Fenton reacutealiseacutees sur des lixiviats issus de sites drsquoenfouissement
139
Tableau 2-4 Reacutesumeacute des reacutesultats de quelques eacutetudes sur le traitement de lixiviats de site drsquoenfouissement par eacutelectro-Fenton
Anode Cathode Type de
lixiviat
Volume
de travail
(L)
pH de
travail
Dureacutee de
traitement
(min)
Conc DCO
initiale
(mgL)
Abattement
DCO
()
Conc
H2O2
(molL)
Ratio
molaire
H2O2
Fe2+
Intensiteacute ou
densiteacute
eacutelectrique
Reacutefeacuterences
Pt Feutre de
carbone
Lixiviat
brut 04 3 480 10 200 78 - - 76 mAcm
2
(TRABELSI et
al 2012)
Ti
TiRuO2-
IrO2-SnO2-
TiO2
Lixiviat
brut 08 3 40 2 720 62 017 6 1 A
(ZHANG et al
2012a)
TiRuO2-
IrO2
TiRuO2-
IrO2
Lixiviat
brut 02 3 75 5 000 872 034 12 42 mAcm
2
(ZHANG et al
2006)
Al Al Lixiviat
brut 05 3 43
2 820 ndash 3
150 94 - 1 49 mAcm
2
(MOHAJERI et
al 2010)
Fe Fe Lixiviat
coaguleacute 1 4 30 950 683 0022 -
1136
mAcm2
(LIN et Chang
2000)
Fe Fe Lixiviat
brut 05 3 20 2 350 72 0058 - 3 A
(ATMACA
2009)
Fe Fe Lixiviat
brut 09 34 60 11 000 7421 0147 - 20 mAcm
2
(ORKUN et
KULEYIN
2012)
TiRuO2-
IrO2 Acier inox
Lixiviat
brut 08 3 140
3 424 ndash 3
680 asymp 82 034 12 192 mAcm
2
(ZHANG et al
2012b)
Fe Fe Lixiviat
brut 1 3 20 2 350 70 0058 - 2 A (ALTIN 2008)
140
Les principaux facteurs qui influencent lrsquoefficaciteacute du traitement sont le pH lrsquointensiteacute
du courant les doses de reacuteactifs utiliseacutees le ratio molaire H2O2Fe2+
et la distance inter-
eacutelectrode
Le pH est lrsquoun des facteurs les plus influents sur lrsquoefficaciteacute du proceacutedeacute de Fenton Les
pH faibles sont favorables agrave la formation du peroxyde drsquohydrogegravene car la reacuteduction de
lrsquooxygegravene en peroxyde se fait en milieu acide (Eacutequation 215) (Wang et al 2010) La
gamme de pH optimale est tregraves restreinte elle se situe entre 2 et 45 (Deng et Englehardt
2006) Des valeurs de pH supeacuterieures ou infeacuterieures agrave la gamme optimale entraicircnent des
reacutepercussions sur la qualiteacute du traitement Agrave des pH tregraves acides (pH lt 2) le pieacutegeage des
radicaux hydroxyles par les protons H+ est acceacuteleacutereacute (Tang et Huang 1996) et les ions
ferreux forment des complexes stables avec le peroxyde drsquohydrogegravene limitant ainsi la
reacuteaction de Fenton (Nidheesh et Gandhimathi 2012) Si le pH est supeacuterieur au pH
optimal (pH gt 45) la reacutegeacuteneacuteration du fer (II) agrave partir du Fe (III) est limiteacutee par le
pheacutenomegravene de coagulation des colloiumldes par les ions fer (II) et fer (III) (Mollah et al
2001) Les autres effets deacutefavorables lieacutes agrave lrsquoaugmentation du pH sont lrsquoauto-
deacutecomposition du peroxyde drsquohydrogegravene en H2O et O2 (Deng et Englehardt 2006) le
pieacutegeage des radicaux hydroxyles par les ions carbonates et bicarbonates (CO32-
et HCO3-
) (Deng et Englehardt 2006) et la diminution du potentiel drsquooxydation du radical
hydroxyle (Kim et Vogelpohl 1998) Dans les mecircmes conditions opeacuteratoires Zhang et
al (2012) ont observeacute des taux drsquoabattement de la DCO de 17 et 58 avec des pH
respectifs de 8 et 3 Cependant en travaillant avec un pH de 5 le taux drsquoabattement est de
55 mais la vitesse de reacuteaction est moins eacuteleveacutee par rapport agrave lrsquoessai reacutealiseacute agrave pH 3 Cela
montre lrsquoinfluence du pH sur le traitement drsquoEF Selon Atmaca (2009) une eacutelimination de
141
64 de la DCO a eacuteteacute obtenue agrave pH 3 tandis que lrsquoabattement eacutetait aux alentours de 10 agrave
pH 2 (limite de la gamme optimale)
Drsquoune faccedilon geacuteneacuterale lrsquoaugmentation du courant eacutelectrique agrave un effet positif sur
lrsquoefficaciteacute du proceacutedeacute EF Elle permet de former plus de peroxyde drsquohydrogegravene agrave partir
de la reacuteduction de lrsquoO2 dissous Les vitesses de geacuteneacuteration du fer (II) agrave lrsquoanode
sacrificielle et la reacutegeacuteneacuteration cathodique du fer (II) sont proportionnelles agrave
lrsquoaugmentation du courant (Atmaca 2009 Nidheesh et Gandhimathi 2012) Neacuteanmoins
une forte valeur de courant peut ne pas avoir un effet significatif sur les performances du
proceacutedeacute (Atmaca 2009 Zhang et al 2006) Atmaca (2009) a observeacute une limite
drsquoabattement de la DCO pour une valeur drsquointensiteacute de courant supeacuterieure agrave 2 A avec une
anode en fer En effet au-delagrave de cette intensiteacute il peut se former des reacuteactions parasites
telles que lrsquooxydation du peroxyde drsquohydrogegravene en oxygegravene et la reacuteduction des H+ en H2
ayant comme conseacutequence la reacuteduction du potentiel de formation des radicaux
hydroxyles et la diminution de lrsquoaciditeacute du milieu Une valeur optimale drsquointensiteacute de
courant doit ecirctre preacutecieusement deacutetermineacutee afin drsquoavoir un maximum drsquoabattement tout
en minimisant la consommation eacutelectrique et la production de reacutesidus meacutetalliques apregraves la
phase de neutralisation Les densiteacutes de courant optimales obtenues par Atmaca (2009) et
Zhang et al (2006) lors du traitement des lixiviats par EF sont respectivement 100 et 42
mAcm2
La quantiteacute de reacuteactifs et la proportion molaire entre le peroxyde drsquohydrogegravene et les ions
ferreux ont une influence majeure sur lrsquoefficaciteacute de la reacuteaction de Fenton Lrsquoexcegraves ou la
carence de lrsquoun des deux reacuteactifs peut avoir un impact neacutegatif sur le traitement (Deng et
Englehardt 2006) Des concentrations faibles en peroxyde et en fer (II) limitent la
142
production des radicaux hydroxyles responsables de la deacutepollution En revanche les
fortes concentrations en ions ferreux favorisent une surproduction de boues Lrsquoexcegraves de
peroxyde drsquohydrogegravene entraicircne la flottation des boues via les bulles drsquooxygegravene issues de
la deacutecomposition du peroxyde (Deng et Englehardt 2006) La quantiteacute de reacuteactif utiliseacutee
est directement lieacutee agrave la charge de DCO de lrsquoeffluent agrave traiter (Deng et Englehardt 2006)
En fixant un ratio molaire H2O2 Fe (II) de 12 Zhang et al (2006) ont observeacute une
augmentation lineacuteaire de lrsquoeacutelimination de la DCO avec des ajouts croissants de peroxyde
Cependant le taux drsquoabattement de la DCO stagne au-dessus drsquoune concentration de 034
molL de peroxyde La mecircme expeacuterience a mis en eacutevidence lrsquoameacutelioration de la qualiteacute
de traitement avec lrsquoaugmentation de la quantiteacute de fer (II) jusqursquoagrave une valeur limite Ces
reacutesultats prouvent lrsquoexistence drsquoun ratio H2O2 Fe (II) optimal pour le traitement
drsquoeacutelectro-Fenton Une grande divergence existe sur la valeur du ratio La quantiteacute de
reacuteactifs utiliseacutee par charge de DCO eacutelimineacutee varie selon les caracteacuteristiques des lixiviats
et les meacutethodes de deacutetermination (Deng et Englehardt 2006) Le ratio H2O2 Fe (II)
optimal deacutefini par Zhang et al (2012) est de 1 tandis que Zhang et al (2006) et Mohajeri
et al (2010) ont travailleacute avec des ratios respectifs de 12 et 1
La distance inter-eacutelectrode a eacuteteacute eacutetudieacutee par Zhang et al (2012) lors du traitement drsquoun
lixiviat mature Ils ont observeacute une distance inter-eacutelectrodes optimale entre 1 et 25 cm
Dans le cas de certaines configurations les ions ferreux sont reacutegeacuteneacutereacutes par reacuteduction
cathodique des ions ferriques ainsi une distance inter-eacutelectrodes tregraves faible favoriserait
lrsquooxydation anodique des ions ferreux (Zhang et al 2006) Atmaca (2009) a conclu que
la distance inter-eacutelectrodes nrsquoa pas drsquoinfluence significative sur lrsquoefficaciteacute du traitement
143
cependant une grande distance entre les eacutelectrodes peut entraicircner une consommation
eacutenergeacutetique suppleacutementaire
Il est agrave noter que le proceacutedeacute drsquoEF nrsquoest pas efficace pour le traitement de lrsquoazote
ammoniacal Les radicaux hydroxyles nrsquooxydent pas efficacement lrsquoammonium Les
faibles pourcentages drsquoabattement de lrsquoazote ammoniacal obtenu agrave des pH basiques sont
attribueacutes aux pheacutenomegravenes de coagulation et de strippage (Atmaca 2009)
145
27 Proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation
Le proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation (EC) est issu du proceacutedeacute de coagulation chimique qui
utilise des reacuteactifs chimiques pour la coagulation des colloiumldes preacutesents dans les eaux
Pendant lrsquoEC les agents coagulants (Fe2+
et Al3+
) sont geacuteneacutereacutes in-situ de faccedilon
eacutelectrochimique en appliquant un courant eacutelectrique sur une anode sacrificielle en fer ou
en aluminium (Eacutequations 216 et 217)
Eacutequation 2-16 -
Eacutequation 2-17
Les ions produits reacuteagissent avec les ions hydroxydes (OH-) preacutesents dans la solution
pour former des hydroxydes de fer ou drsquoaluminium (Eacutequations 218 et 219) (Drogui et
al 2007)
Eacutequation 2-18 ( )
Eacutequation 2-19 ( )
Agrave la cathode il y a formation du gaz H2 qui entraicircne la flottation des reacutesidus meacutetalliques
(Eacutequation 220) (Chen 2004)
Eacutequation 2-20
Le meacutecanisme drsquoEC deacutepend fortement de la nature chimique du milieu et plus
particuliegraverement de sa conductiviteacute (Mollah et al 2001) Les hydroxydes meacutetalliques
formeacutes lors des reacuteactions exprimeacutees par les Eacutequations 218 et 219 srsquoimpliquent dans des
reacuteactions de condensation ou de polymeacuterisation Ce qui conduit agrave la formation drsquoun
preacutecipiteacute vert pour les hydroxydes de fer et drsquoune substance geacutelatineuse blanche pour les
146
hydroxydes drsquoaluminium (Drogui et al 2007) Les reacuteactions de polymeacuterisation peuvent
ecirctre deacutecrites par les Eacutequations 221 et 222 Les complexes polymeacuteriques formeacutes sont
capables drsquoeacuteliminer les polluants dissous et insolubles par des pheacutenomegravenes drsquoadsorption
de complexation ou de preacutecipitation (Drogui et al 2007)
Eacutequation 2-21 ( ) ( ) ( )
Eacutequation 2-22 ( ) ( ) ( )
Les ions de fer et drsquoaluminium peuvent geacuteneacuterer eacutegalement diffeacuterentes espegraveces
coagulantes de charge positive qui provoquent la deacutestabilisation et lrsquoagglomeacuteration des
particules et colloiumldes chargeacutes neacutegativement Par exemple lrsquohydrolyse des ions Al3+
geacutenegravere sur une large gamme de pH des espegraveces comme Al(H2O)63+
Al(H2O)52+
et
Al(H2O)42+
Lrsquohydrolyse de ces derniegraveres conduit agrave la formation de diffeacuterentes espegraveces
monomeacuteriques ou polymeacuteriques tels que Al(OH)2+
Al(OH)2+ Al2(OH)2
4+ Al(OH)4
-
Al6(OH)153+
Al7(OH)174+
etc (Mollah et al 2004) Un pheacutenomegravene similaire est observeacute
avec lrsquohydrolyse des ions ferriques Selon le pH du milieu il est possible de former
lrsquoespegravece monomeacuterique Fe(OH)3 et des espegraveces polymeacuteriques complexes comme
Fe(H2O)63+
Fe(H2O)5(OH)2+
Fe(H2O)4(OH)2+ Fe2(H2O)8(OH)2
4+ et Fe2(H2O)6(OH)4
4+
(Mollah et al 2004)
La combinaison de diffeacuterents pheacutenomegravenes de deacutepollution (eacutelectro-oxydation
complexation preacutecipitation flottation coagulation et adsorption) rend ce proceacutedeacute tregraves
efficace pour le traitement des polluants organiques et inorganiques (Drogui et al 2007)
LrsquoEC est eacutegalement efficace pour lrsquoeacutelimination des des composeacutes de poids moleacuteculaires
eacuteleveacutes (Tsai et al 1997) Ces moleacutecules sont largement preacutesentes dans les lixiviats
147
laquo matures raquo et sont difficilement biodeacutegradables par une filiegravere biologique Des eacutetudes sur
le traitement des lixiviats par EC ont eacuteteacute reacutealiseacutees au cours de ces derniegraveres anneacutees et ont
des reacutesultats inteacuteressants en termes drsquoeacutelimination de la DCO et de la couleur (Bouhezila
et al 2011 Contreras et al 2009 Ilhan et al 2008 Li et al 2011 Mariam et Nghiem
2010 Tsai et al 1997) En revanche lrsquoefficaciteacute de lrsquoEC sur lrsquoeacutelimination de la pollution
azoteacutee est relativement faible Le Tableau 25 reacutesume les reacutesultats de quelques eacutetudes
expeacuterimentales portant sur lrsquoEC des lixiviats
148
Tableau 2-5 Reacutesultats de quelques eacutetudes faites sur lrsquoEC des lixiviats de site drsquoenfouissement
Anode Cathode
Volume
de travail
(L)
pH
Dureacutee de
traitement
(min)
Tension ou
densiteacute
eacutelectrique
Conc DCO
initiale
(mgL)
Abattement
DCO
()
Conc
NH4
initiale
(mg NL)
Abattement
NH4
()
Distance
inter-
eacutelectrode
(cm)
Reacutefeacuterences
Al Al 05 8 100 12 V 16 464 627 - - 65 (JOTIN et al
2012)
Fe Fe 1 64 ndash
73 90 496 mAcm2 2 566 498 386 386 1 (LI et al 2011)
Fe Fe 1 65 30 298 mAcm2 2 566 327 386 248 1 (LI et al 2011)
Al Al 1 65 30 298 mAcm2 2 566 21 386 208 1 (LI et al 2011)
Al Al 05 82 30 631 mAcm2 12 860 56 2 240 14 65 (ILHAN et al
2008)
Fe Fe 05 82 30 631 mAcm2 12 860 asymp 52 2 240 11 65 (ILHAN et al
2008)
Al Al 05 76 ndash
89 30 50 mAcm2 28 200 ndash 34 200 70 - - 28
(BOUHEZILA et
al 2011)
Fe Fe 05 76 ndash
89 30 50 mAcm2 28 200 ndash 34 200 asymp 68 - - 28
(BOUHEZILA et
al 2011)
Al Cu 2 82 ndash
85 20 25 mAcm2 2 247 39 - - 2 (TSAI et al 1997)
Fe Cu 2 82 ndash
85 20 261 mAcm2 2 107 445 - - 2 (TSAI et al 1997)
Al Al - 8 60 20 mAcm2 9 800 605 3 710 243 - (KABUK et al
2014)
Fe Fe 015 86 30 5 V 12 650 33 - - 23 (NORMA et al
2012b)
Al Al 08 661
- 7 30 159 mAcm2 6 200 45 - - 16 (TOP et al 2011)
Fe Fe 09 654 180 30 mAcm2 11 000 658 - - 09 (ORKUN et
KULEYIN 2012)
149
Dans les essais de laboratoire lrsquoEC est souvent reacutealiseacutee dans une cellule eacutelectrolytique
dans laquelle sont plongeacutees les eacutelectrodes plates soumises agrave une diffeacuterence de potentiel
Le fer lrsquoaluminium et leurs deacuteriveacutes sont largement utiliseacutes comme anode soluble pour
former les coagulants Ces deux eacuteleacutements peuvent eacutegalement faire office de cathode ou
drsquoautres eacuteleacutements meacutetalliques comme le cuivre (Tsai et al 1997) La disposition des
eacutelectrodes peut se faire selon deux configurations monopolaire ou bipolaire (Drogui et
al 2007) (Figure 22) Dans la configuration monopolaire on a une succession drsquoanodes
et de cathodes relieacutees respectivement aux bornes positive et neacutegative du geacuteneacuterateur De ce
fait chaque eacutelectrode reccediloit la mecircme valeur de la tension et une fraction de lrsquointensiteacute
totale Dans la configuration bipolaire seules les deux eacutelectrodes externes sont relieacutees
aux bornes du geacuteneacuterateur Pour les autres eacutelectrodes intermeacutediaires il se forme une anode
dans une face et une cathode dans lrsquoautre Les deux configurations sont utiliseacutees en
traitement des eaux cependant la configuration bipolaire est souvent preacutefeacutereacutee agrave cause de
la simpliciteacute des connections et des faibles dissipations eacutenergeacutetiques dans le circuit
externe (Drogui et al 2007)
150
Figure 2-2 Configurations monopolaire et bipolaire des eacutelectrodes
Parmi les paramegravetres qui influencent le traitement drsquoEC on peut citer lrsquointensiteacute
appliqueacutee le type drsquoeacutelectrode le pH la conductiviteacute la distance inter-eacutelectrodes et le
temps de traitement (Khandegar et Saroha 2013)
Selon la loi de Faraday lrsquointensiteacute appliqueacutee est directement proportionnelle agrave la quantiteacute
de coagulants produits agrave lrsquoanode Une augmentation du courant eacutelectrique favorise les
reacuteactions deacutecrites par les Eacutequations 216 et 217 induisant une meilleure eacutelimination des
polluants Une augmentation de lrsquointensiteacute est eacutegalement favorable agrave la formation du
dihydrogegravene agrave la cathode (Eacutequation 220) permettant ainsi la flottation des hydroxydes
meacutetalliques vers la surface du reacuteacteur Lrsquoeffet de la densiteacute eacutelectrique sur lrsquoEC des
lixiviats a eacuteteacute eacutetudieacute par quelques auteurs Tsai et al (1997) ont observeacute une
augmentation de la vitesse et du taux drsquoeacutelimination de la DCO en faisant varier la tension
entre 2 et 15 V Ils ont eacutegalement observeacute que lrsquoutilisation drsquoune anode en Fe donne de
meilleurs reacutesultats par rapport agrave une anode en Al agrave des faibles valeurs de tension Selon
Li et al (2011) avec lrsquoaugmentation du courant les bulles de dihydrogegravene H2 produites agrave
la cathode deviennent plus denses et leur taille diminue Ce pheacutenomegravene rend lrsquoeacutelectro-
151
flottation plus efficace Drsquoautres expeacuteriences reacutealiseacutees par Ilhan et al (2008) et Bouhezila
et al (2011) sur des lixiviats ont mis en eacutevidence lrsquoaugmentation des performances
eacutepuratoires avec lrsquoaugmentation de la densiteacute eacutelectrique Cependant une forte valeur de
la tension eacutelectrique peut reacuteduire les taux drsquoabattement de la DCO (Jotin et al 2012) Ce
pheacutenomegravene peut ecirctre ducirc agrave la reacuteaction drsquohydrolyse de lrsquoeau en O2 qui se produit agrave des
valeurs eacuteleveacutees drsquointensiteacutes de courant et qui rentre en compeacutetition avec la reacuteaction de
dissolution anodique (Canizares et al 2005a)
Etant donneacute que les reacuteactions drsquohydrolyse des ions fer et aluminium deacutependent du pH ce
dernier a un rocircle important dans un proceacutedeacute drsquoEC Selon une eacutetude de Jotin et al (2012)
lrsquoeacutelimination de la DCO varie de 59 agrave 73 pour une gamme de pH initial du lixiviat
allant de 4 agrave 8 Lrsquoeacutetude a montreacute qursquoune correction de pH du lixiviat nrsquoest pas neacutecessaire
car le pH initial est situeacute dans cette gamme Fernandes et al (2014) ont eacutegalement conclu
que le pH initial du lixiviat eacutetudieacute convient comme pH optimal avec lrsquoutilisation drsquoune
eacutelectrode en fer Cependant les valeurs de pH tregraves acides (lt 39) ou tregraves basiques (gt 10)
diminuent les performances du proceacutedeacute drsquoEC avec une chute brutale du taux
drsquoeacutelimination de la DCO (Li et al 2011) En fait agrave des valeurs de pH tregraves basiques (pH gt
10) la charge eacutelectrostatique de la surface des colloiumldes est modifieacutee ce qui empecircche leur
deacutestabilisation (Drogui et al 2008) De plus certains hydroxydes de fer ou drsquoaluminium
formeacutes agrave des pH basiques portent des charges neacutegatives inefficaces pour lrsquoEC (Drogui et
al 2008) Les pH limites de solubiliteacute des hydroxydes de fer (Fe(OH)2 et Fe(OH)3) et
des hydroxydes drsquoaluminium (Al(OH)3) sont respectivement de 55 et 4 Ce qui explique
les meilleures performances de lrsquoAl agrave des pH leacutegegraverement acides par rapport au fer
(Asselin 2007 Casillas et al 2007) La valeur du pH initiale augmente apregraves traitement
152
par EC (Li et al 2011) Cette hausse est principalement attribueacutee agrave la production drsquoions
hydroxydes lors de la reacuteduction cathodique de lrsquoeau (Eacutequation 25) (Drogui et al 2008)
Le type drsquoeacutelectrode (Fe ou Al) utiliseacute peut avoir un impact sur la qualiteacute du lixiviat traiteacute
Selon Bouhezila et al (2011) lrsquoanode en Al est plus efficace que celle en fer pour le
traitement de la couleur de la turbiditeacute et du NH4 preacutesents dans les lixiviats En revanche
le taux drsquoabattement de la DCO nrsquoest pas significativement influenceacute par le type
drsquoeacutelectrode (Bouhezila et al 2011) Les mecircmes reacutesultats en termes de DCO et de NH4
ont eacuteteacute obtenus par Ilhan et al (2008) en preacutesence drsquoeacutelectrodes en fer et en aluminium
dans les mecircmes conditions opeacuteratoires Les deux eacutetudes preacuteciteacutees ont eacuteteacute reacutealiseacutees agrave des
densiteacutes de courant de 50 et 63 mAcm2 respectivement En utilisant une densiteacute de
courant plus faible (298 mAcm2) Li et al (2011) ont trouveacute que lrsquoanode en Fe permet
drsquoeacuteliminer plus de DCO que celle en Al Tsai et al (1997) ont eacutegalement montreacute que
lrsquoutilisation drsquoune anode en Fe donne de meilleurs reacutesultats par rapport agrave une anode en Al
agrave des faibles valeurs de tension Drsquoapregraves Li et al (2011) les hydroxydes de fer deacutecantent
mieux que les hydroxydes drsquoaluminium Ceci peut ecirctre expliqueacute du fait que le fer
preacutesente une masse molaire plus eacuteleveacutee que lrsquoAl Le volume des reacutesidus meacutetalliques
geacuteneacutereacutes est deux fois plus eacuteleveacute en changeant lrsquoeacutelectrode de Fe par une eacutelectrode drsquoAl
selon une eacutetude de Bouhezila et al (2011) Selon nos connaissances actuelles lrsquoeffet des
configurations monopolaire et bipolaire sur lrsquoEC des lixiviats nrsquoa pas encore eacuteteacute eacutetudieacute
Lrsquoaugmentation de la conductiviteacute permet drsquooptimiser la consommation eacutenergeacutetique et de
reacuteduire le temps de traitement (Ilhan et al 2008 Khandegar et Saroha 2013) Vu la
valeur eacuteleveacutee de la conductiviteacute des lixiviats lrsquoajout drsquoeacutelectrolyte dans le but
drsquoaugmenter la conductiviteacute nrsquoest pas neacutecessaire dans la plupart des cas (Jotin et al
153
2012) Le NaCl est souvent utiliseacute comme eacutelectrolyte mais un fort dosage peut entraicircner
la reacuteaction entre les ions chlorures et les hydroxydes meacutetalliques qui forment des
composeacutes chloreacutes tels que Al(OH)2Cl et Al(OH)Cl2 non favorables agrave la coagulation
(Wang et al 2009a) Dans les eacutetudes effectueacutees au laboratoire le taux de deacutepollution
augmente avec le temps drsquohydrolyse avant de plafonner agrave des valeurs allant de 30 agrave 100
minutes de temps de traitement deacutependamment de lrsquointensiteacute de courant appliqueacutee Un
temps de traitement long conduit agrave une consommation drsquoeacutenergie eacuteleveacutee (Li et al 2011)
Etant donneacute que la chute ohmique est proportionnelle agrave la distance inter-eacutelectrodes
lrsquoaugmentation ou la reacuteduction de cette distance peut influencer les performances du
traitement Bouhezila et al (2011) ont observeacute une variation de 10 du taux
drsquoabattement de la DCO en faisant variant la distance inter-eacutelectrodes de 05 agrave 28 cm
Une distance inter-eacutelectrodes tregraves large peut aboutir agrave une consommation suppleacutementaire
en eacutenergie La distance inter-eacutelectrodes varie entre 1 et 65 cm dans les eacutetudes consulteacutees
Le proceacutedeacute drsquoEC preacutesente un net avantage pour la deacutepollution des meacutetaux Une eacutetude
reacutealiseacutee par Dermentzis et al (2011) sur lrsquoeacutelectrocoagulation drsquoun effluent industriel
chargeacute en Ni Cu Zn et Cr agrave des concentrations de 50 mgL a reacuteveacuteleacute des taux
drsquoabattements supeacuterieurs agrave 97 pour le Ni le Cu et le Zn et supeacuterieurs agrave 80 pour le Cr
Une autre eacutetude meneacutee par Meunier et al (2006) a mis en eacutevidence lrsquoefficaciteacute du
proceacutedeacute drsquoEC pour lrsquoeacutelimination du Pb contenu dans des lixiviats de sols contamineacutes Des
taux drsquoeacutelimination supeacuterieurs agrave 94 ont eacuteteacute enregistreacutes pour des concentrations initiales
en Pb variant de 250 agrave 2 000 mgL
155
28 Avantages et inconveacutenients des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques
Les proceacutedeacutes eacutelectrochimiques (EO EC et EF) ont lrsquoavantage drsquoeacuteliminer agrave la fois la
pollution organique et la couleur des lixiviats Le Tableau 26 reacutecapitule les principaux
avantages et inconveacutenients des trois proceacutedeacutes eacutelectrochimiques Gracircce agrave la combinaison
des reacuteactions directes et indirectes lrsquoeacutelectro-oxydation est en mesure de deacutegrader agrave la fois
les composeacutes organiques et inorganiques comme le NH4 Contrairement agrave lrsquoEF lrsquoEO
permet drsquoopeacuterer dans une gamme de pH initial des lixiviats allant de 6 agrave 8 Toutefois
lrsquooxydation indirecte requiert des concentrations eacuteleveacutees en chlorures pour favoriser la
formation des intermeacutediaires reacuteactifs (Chen 2004) Il existe eacutegalement un risque de
formation de composeacutes organochloreacutes toxiques lieacutes aux fortes concentrations en ions
chlorures (Chiang et al 1995) LrsquoEF est particuliegraverement reconnue pour ses bonnes
performances en termes drsquoeacutelimination de la DCO et drsquoaugmentation de la
biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent En revanche il neacutecessite un pH de traitement acide et un
ajout de peroxyde drsquohydrogegravene ou drsquoions ferriques dans certaines dispositions (Qiang et
al 2003) Son inefficaciteacute agrave eacuteliminer lrsquoazote ammoniacal fait que cette technologie est
toujours coupleacutee agrave un autre proceacutedeacute capable de traiter le NH4 Agrave propos de lrsquoEC la
combinaison des processus eacutelectrochimiques et physico-chimiques entraicircne une
eacutelimination efficace de la turbiditeacute et des composeacutes organiques ayant une masse
moleacuteculaire eacuteleveacutee LrsquoEC produit eacutegalement moins de reacutesidus meacutetalliques
comparativement aux proceacutedeacutes de coagulation chimique (Ilhan et al 2008) Cependant
tout comme lrsquoEF la gestion des boues chargeacutees en reacutesidus meacutetalliques est une
probleacutematique qui doit ecirctre prise en compte Lrsquoazote ammoniacal est faiblement eacutelimineacute
pendant lrsquoEC certains auteurs avancent que lrsquoeacutelimination du NH4 observeacutee lors de lrsquoEC
156
est lieacutee au pheacutenomegravene de stripping qui transforme le NH4 en NH3 gazeux (Atmaca 2009
Ilhan et al 2008)
157
Tableau 2-6 Avantage et inconveacutenients des diffeacuterents proceacutedeacutes eacutelectrochimiques
Avantages Inconveacutenients
Electro-oxydation
Elimination de la DCO et du NH4
Oxydation directe et indirecte
Traitement avec pH initial du lixiviat
Ameacutelioration de la biodeacutegradabiliteacute
Absence de production de boues
Formation potentielle de composeacutes organochloreacutes
Ajout drsquoions chlorures pour augmenter lrsquooxydation
indirecte
Electro-Fenton
Tregraves bonne efficaciteacute drsquoeacutelimination des composeacutes organiques
Bonne ameacutelioration de la biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent
Traitement en milieu acide
Inefficace sur lrsquoeacuteilimination du NH4
Gestion des reacutesidus meacutetalliques formeacutes
Ajout de H2O2 et Fe2+
dans certains cas
Electrocoagulation
Elimination de la DCO et de la couleur
Combinaison de diffeacuterents pheacutenomegravenes eacutelectrochimiques et
physico-chimiques
Moins de boues produites compareacutes agrave la coagulation
chimique
Gestion des boues chargeacutees en ion ferreux ou
aluminium
Efficaciteacute limiteacutee sur lrsquoeacutelimination du NH4 et des
petites moleacutecules
159
29 Combinaison des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et biologiques pour le
traitement des lixiviats de sites drsquoenfouissement
Les proceacutedeacutes biologiques sont largement utiliseacutes pour le traitement des lixiviats On
rencontre dans la litteacuterature diffeacuterentes technologies biologiques appliqueacutees au traitement
des lixiviats lagunage (Robinson et Grantham 1988) boue activeacutee (Hosomi et al
1989) lit bacteacuterien (Boucher et al 2010 Martienssen et al 1995) bio-disque
(Henderson et Atwater 1995) bioreacuteacteur agrave membrane (MBR) (Bodzek et al 2006)
reacuteacteur biologique discontinu (SBR) (Ying et al 1986) etc Les proceacutedeacutes biologiques
preacutesentent comme principaux atouts lrsquoefficaciteacute de traiter les polluants organiques
biodeacutegradables de faccedilon rentable Ils sont aussi efficaces pour le traitement des lixiviats
laquo jeunesraquo qui sont caracteacuteriseacutes par un rapport de biodeacutegradabiliteacute (DBODCO) eacuteleveacute
Cependant leur utilisation est limiteacutee pour lrsquoeacutepuration des lixiviats laquo matures raquo qui
preacutesentent un grand pourcentage de composeacutes bio-reacutefractaires (Xiao et al 2013)
Concernant les proceacutedeacutes eacutelectrochimiques leur efficaciteacute vis-agrave-vis de la pollution bio-
reacutefractaire est bien connue En revanche les coucircts eacutenergeacutetiques que requiegraverent ces
proceacutedeacutes peuvent ecirctre un frein pour des applications agrave lrsquoeacutechelle industrielle Face agrave ce
problegraveme le couplage des proceacutedeacutes biologiques et eacutelectrochimiques a eacuteteacute eacutetudieacute depuis
quelques anneacutees Cette combinaison est techniquement et eacuteconomiquement inteacuteressante
dans la mesure ougrave elle permet de reacuteduire les coucircts drsquoopeacuteration par lrsquointeacutegration de la
filiegravere biologique (Drogui et al 2007 Wang et al 2009b) et drsquoameacuteliorer les taux
drsquoabattement des composeacutes reacutefractaires via les proceacutedeacutes eacutelectrochimiques (Feki et al
2009 Quan et al 2013) La disposition des deux proceacutedeacutes dans la filiegravere de traitement
varie selon les cas Le proceacutedeacute eacutelectrochimique peut ecirctre placeacute en amont du proceacutedeacute
biologique entraicircnant une deacutegradation des composeacutes reacutecalcitrants en des composeacutes plus
160
biodeacutegradables (Drogui et al 2007 Li et al 2007) Dans drsquoautres cas le proceacutedeacute
eacutelectrochimique est placeacute en aval du proceacutedeacute biologique dans le but drsquooxyder de faccedilon
complegravete les matiegraveres organiques reacutesiduelles non biodeacutegradables (Drogui et al 2007
Quan et al 2013 Xiao et al 2013)
291 Couplage eacutelectro-oxydation et traitement biologique
Le couplage des techniques drsquoeacutelectro-oxydation et biologiques a eacuteteacute testeacute sur diffeacuterents
types de lixiviats avec des reacutesultats satisfaisants Les eacutetudes existantes portent sur des
lixiviats laquo jeunes raquo avec de fortes concentrations en DCO (Quan et al 2013) et des
lixiviats laquo matures raquo qui preacutesentent un rapport de biodeacutegradabiliteacute (DBODCO) faible
(Feki et al 2009) Il est agrave noter que dans ce couplage le proceacutedeacute drsquoeacutelectro-oxydation est
geacuteneacuteralement placeacute en aval du traitement biologique (Anglada et al 2010 Feki et al
2009 Fernandes et al 2012 Quan et al 2013 P Wang et al 2001 Xiao et al 2013)
Ce choix peut ecirctre justifieacute du fait qursquoil peut y avoir un pheacutenomegravene de compeacutetition entre la
deacutegradation eacutelectrochimique des composeacutes reacutefractaires et celle des composeacutes
biodeacutegradables Installeacutee en aval du traitement biologique lrsquoeacutelectro-oxydation permettra
une deacutegradation des matiegraveres reacutesiduelles reacutecalcitrantes Neacuteanmoins drsquoautres auteurs ont
opteacute pour une configuration diffeacuterente en placcedilant le proceacutedeacute eacutelectrochimique en amont du
proceacutedeacute biologique dans le but de convertir les composeacutes bio-reacutefractaires en moleacutecules
facilement biodeacutegradables (Li et al 2007) Le Tableau 27 reacutesume quelques reacutesultats
obtenus apregraves eacutelectro-oxydation et traitement biologique des lixiviats
161
Tableau 2-7 Reacutesultats obtenus apregraves eacutelectro-oxydation et traitement biologique des lixiviats de site drsquoenfouissement
Ordre de
traitement Traitement biologique
Traitement
eacutelectrochimique
Performance
traitement biologique
Performance traitement
eacutelectrochimique Reacutefeacuterences
Enlegravev
DCO ()
Enlegravev
NH4 ()
Enlegravev
DCO ()
Enlegravev
NH4 ()
BioEO Systegraveme aeacuterobie et anaeacuterobie
en seacutequence
Anode TiRuO2-IrO2 I =
65 mAcm2 t = 1 h
96 97 85 97 (Quan et al 2013)
BioEO
Bioreacuteacteur agrave membrane
(MBR) TRH = 2-3 j Corg=
19 ndash 27 g DCOLj
Anode TiPt I = 40
mAcm2 t = 1 h
61 73 63 80 (Feki et al 2009)
EOBio
Reacuteacteur anaeacuterobie (UASB)
TRH = 16 h Corg= 8 kg
DCOm3j
Anode Ti-Ir-Ru I = 150
mAcm2 t = 1 h
69 - 91 5 - 155 535 775 (Li et al 2007)
BioCCEO Traitement aeacuterobie
et anaeacuterobie
Anode RuO2Ti I =
50mAcm2 t = 4 h
- - 88 65 (Xiao et al 2013)
BioEO
Reacuteacteur anaeacuterobie (UASB)
TRH = 61 j Corg= 078 g
DCOLj
Anode TiSnO2 I = 323
mAcm2 t = 6 h
66 0 87 100 (Wang et al 2001)
BioEO Reacuteacteur biologique
seacutequentiel (SBR) TRH = 12 h
Anode TiTiO2-IrO2 I =
08 - 48 mAcm2 t = 3 h
gt 95 78 30 -70 30 - 100 (Chu et al 2008)
BioEO Reacuteacteur biologique
seacutequentiel (SBR)
Anode BDD I = 15-21 A
t = 4 h gt 85 - 90 -
(Papastavrou et al
2009)
BioEO
Bioreacuteacteur agrave membrane
(MBR) TRH = 2-3 j Corg=
19 ndash 27 g DCOLj
Anode PbO2 I = 40
mAcm2 t = 1 h
61 73 30 58 (Feki et al 2009)
BioEO
Boue activeacutee
Anode BDD I = 50
mAcm2 t = 6 h
576 356 27 14 (Fernandes et al
2012)
Bio = traitement Biologique EO = Electro-oxydation CC = Coagulation chimique THR = Temps de reacutetention hydraulique Corg= charge organique
162
Apregraves une eacutetape de traitement dans un reacuteacteur anaeacuterobie (temps de reacutetention de 61 jours
et une charge organique de 078 g DCOLj) le lixiviat obtenu par Wang et al (2001)
preacutesente des concentrations en DCO et en NH4 de 1 610 mgL et 1 480 mgL
respectivement avec un rapport de biodeacutegradabiliteacute (DBODCO) de 006 En soumettant
ce lixiviat au traitement drsquoeacutelectro-oxydation pendant une peacuteriode de 6h la DCO et le NH4
ont eacuteteacute respectivement eacutelimineacutes agrave hauteur de 87 et 100 dans les conditions suivantes
i = 323 mAcm2 concentration initiale Cl
- = 4 000 mgL et une anode en TiSnO2 Les
auteurs ont justifieacute ces taux drsquoeacutelimination eacuteleveacutes de la DCO et de lrsquoazote ammoniacal par
lrsquoapport additionnel drsquoions chlorures dont lrsquooxydation induit la formation drsquooxydants
(acide hypochloreux HClO) qui contribuent agrave la deacutepollution (voir Section 25) Dans les
mecircmes conditions de traitement les taux drsquoeacutelimination de la DCO et du NH4 sont de 455
et 504 respectivement sans ajout de chlorure Quan et al (2013) et Feki et al (2009)
ont rapporteacute eacutegalement des reacutesultats satisfaisants en termes de diminution de la DCO et
de NH4 apregraves 1h de traitement avec une concentration initiale en chlorure de lrsquoordre de 5
000 mgL sur des lixiviats biologiquement preacutetraiteacutes
Fernandes et al (2012) ont eacutetudieacute les performances eacutepuratoires de lrsquoeacutelectro-oxydation
drsquoun lixiviat preacutealablement traiteacute par un proceacutedeacute de boue activeacutee Le diamant dopeacute au
bore (BDD) est utiliseacute comme eacutelectrode de travail Le traitement biologique a permis de
reacuteduire la concentration de DCO agrave 5 800 mgL et celle de NH4 agrave 1 210 mgL avec des
concentrations initiales respectives de 13 700 mgL et 1 880 mgL Apregraves 6h de
traitement drsquoeacutelectro-oxydation avec une densiteacute de courant de 30 mAcm2 les
concentrations reacutesiduelles de DCO et de NH4 eacutetaient respectivement 4 600 mgL et 1 050
mgL Ce qui repreacutesente des taux drsquoeacutelimination de la DCO de 27 et de 14 pour le
163
NH4 On constate que les concentrations obtenues apregraves traitement eacutelectrochimique sont
encore eacuteleveacutees Ces reacutesultats peuvent ecirctre expliqueacutes par les concentrations eacuteleveacutees en
DCO et en NH4 (4 600 mgL et 1 050 mgL) agrave lrsquoentreacutee du proceacutedeacute eacutelectrochimique Ceci
montre qursquoun traitement biologique pousseacute est souhaitable pour reacuteduire les charges
organiques agrave lrsquoentreacutee du proceacutedeacute eacutelectrochimique Neacuteanmoins le proceacutedeacute
eacutelectrochimique a permis drsquoeacuteliminer 1 520 mgL de DCO et 160 mgL de N-NH4 Des
analyses spectrophotomeacutetriques effectueacutees sur lrsquoeffluent eacutelectro-oxydeacute ont reacuteveacuteleacute une
diminution de 43 de lrsquoabsorbance agrave 275 nm mettant ainsi en eacutevidence une reacuteduction
des composeacutes aromatiques bio-reacutecalcitrants
Suite agrave une seacutequence de traitement aeacuterobie et anaeacuterobie suivie drsquoune coagulation
chimique le lixiviat obtenu par Xiao et al (2013) preacutesentait un faible rapport de
biodeacutegradabiliteacute (DBODCO = 009 DCO asymp 560 mgL et NH4 asymp 700 mgL) En
soumettant lrsquoeffluent agrave un traitement drsquoeacutelectro-oxydation drsquoune dureacutee de 4 h avec une
intensiteacute de 50 mAcm-2
la DCO a eacuteteacute reacuteduite de 88 et le NH4 de 65 avec une anode
en titane et oxyde de rutheacutenium (RuO2Ti) Des analyses chromatographiques et
spectrophotomeacutetriques ont eacuteteacute reacutealiseacutees avant et apregraves traitement eacutelectrochimique Les
reacutesultats ont montreacute qursquoapregraves lrsquoeacutelectro-oxydation les substances humiques et certaines
moleacutecules aromatiques sont transformeacutees en des moleacutecules plus biodeacutegradables tels que
les acides oxalique butyrique et pheacutenylaceacutetique
Li et al (2007) ont travailleacute avec une configuration diffeacuterente des preacuteceacutedentes en placcedilant
un reacuteacteur biologique anaeacuterobie apregraves le traitement eacutelectrochimique Le lixiviat brut
avait les caracteacuteristiques suivantes DCO = 11 450 mgL et NH4 = 2 761 mgL et
DBODCO = 024 Le traitement eacutelectrochimique (i = 150 mAcm-2
t = 1h et anode en
164
Ti-Ir-Ru) a permis de reacuteduire la DCO agrave 5 320 mgL et lrsquoazote ammoniacal agrave 620 mgL et
drsquoaugmenter le rapport de biodeacutegradabiliteacute de 024 agrave 05 De plus le pourcentage des
acides organiques agrave faible masse moleacuteculaire a augmenteacute de 28 agrave 90 ainsi que le
pourcentage des acides gras volatils de 068 agrave 168 apregraves lrsquoeacutetape drsquoeacutelectro-oxydation
Lrsquoeffluent obtenu est traiteacute dans un reacuteacteur batch anaeacuterobie (UASB) avec un temps de
reacutetention hydraulique de 16h et une charge organique de 8 kg DCOm-3
j-1
La
concentration finale en DCO varie de 472 agrave 1 649 mgL tandis que lrsquoabattement de
lrsquoazote ammoniacal est tregraves faible (asymp10 ) ceci est lieacute au choix des conditions anaeacuterobies
du reacuteacteur biologique
292 Combinaison eacutelectro-Fenton et traitement biologique
Agrave lrsquoheure actuelle le nombre drsquoeacutetudes effectueacutees sur le couplage des proceacutedeacutes drsquoeacutelectro-
Fenton (EF) et biologiques pour le traitement des lixiviats est rudimentaire La majeure
partie des eacutetudes existantes relate lrsquoefficaciteacute du proceacutedeacute conventionnel de Fenton coupleacute
agrave un traitement biologique (Di Iaconi et al 2006 Lopez et al 2004 Wang et al 2012a
Xie et al 2010b) Neacuteanmoins il y a eu un certain nombre drsquoauteurs qui se sont inteacuteresseacutes
agrave lrsquoapplication de la technique drsquoeacutelectro-Fenton coupleacutee agrave un traitement biologique pour
traiter les lixiviats (Lin et Chang 2000 Wang et al 2012b Zhang et al 2013) Le
Tableau 28 reacutecapitule les reacutesultats obtenus suite au couplage de divers proceacutedeacutes
eacutelectrochimiques avec des proceacutedeacutes biologiques pour le traitement des lixiviats
165
Tableau 2-8 Reacutesultats obtenus sur le couplage des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et biologiques pour traiter les lixiviats
Bio Biologique EO Eacutelectro-oxydation EF Eacutelectro-Fenton CC Coagulation chimique UF Ultrafiltration NF Nanofiltration OI Osmose inverse PEC Photo-
eacutelectrochimique EP Eacutelectro-Peroxone EC Eacutelectrocoagulation UASB Reacuteacteur anaeacuterobie MBR Bioreacuteacteur agrave membrane
Ordre de
traitement
Traitement
biologique
Conditions traitement
eacutelectrochimique
Conc avant
traitement
eacutelectrochimique
Performance du
traitement Reacutefeacuterences
DCO et (COT)
(mgL)
DCO et COT
( enlegravevement)
BioEF UASB ndash Anaeacuterobie
Aeacuterobie - MBR
Cathode Carbone PTFE I = 30
mAcm2
t = 6 h pH = 3 FeSO4 = 10 mM
3886 (1347) 82 COT (Wang et al 2012b)
CC EF Bio Reacuteacteur biologique
seacutequentiel (SBR)
Anode Fe I = 25 A t = 30 min pH =
4 CH2O2 = 750 mgL 1914 673 DCO (Lin et Chang 2000)
BioEF Reacuteacteur biologique
seacutequentiel (SBR)
I = 2 A t = 1 h pH = 3 H2O2Fe2+
=
121 2046 71 DCO (Zhang et al 2013)
BioUFNF
EC du
concentrat
NitrificationDeacutenitrific
ation
Anode Al I = 159 mAcm2 t = 30
min - 45 DCO (Top et al 2011)
BioEC+EO Traitement biologique
(EC) Anode Fe V = 4 V t = 1 h -
(EO) Cathode DBB I = 30 mAcm2 t
= 8 h
11720 81 DCO (Norma et al 2012a)
Bio + CCPEC Traitement aeacuterobie
et anaeacuterobie
Anode RuO2Ti I = 50 mAcm2 t = 4
h
UV (20 W 254 nm)
560 91 DCO (Xiao et al 2013)
BioPEC Traitement
biologique
Anode TiTiRuO2 I = 671 mAcm2 t
= 25 h
UV (10 W 2537 nm 136 mWcm2)
560 741 DCO (Zhao et al 2010)
BioNFOI
EP du
concentrat
UASB ndash Anaeacuterobie
Aeacuterobie - MBR
Cathode Carbone PTFE I = 175
mAcm2
t = 4 min Deacutebit (O2+O3) = 03 Lmin
CH2O2 = 157 mgL
(1650) 87 COT (Li et al 2013)
166
Lin et Chang (2000) ont coupleacute lrsquoEF agrave un reacuteacteur discontinu biologique (SBR) pour
traiter les lixiviats obtenus apregraves une premiegravere eacutetape de coagulation chimique Lrsquoeffluent
agrave traiter preacutesentait un faible rapport de biodeacutegradabiliteacute (DBODCO = 01) et une
concentration en DCO de 950 mgL Le cycle de traitement biologique a dureacute 12 h Avec
les conditions drsquoEF suivantes concentration H2O2 = 750 mgL temps de traitement = 30
minutes pH = 4 I = 25 A et une anode en fer la valeur finale de la DCO eacutetait infeacuterieure
agrave 100 mgL Un rapport de biodeacutegradabiliteacute (DBODCO) de 03 a eacuteteacute enregistreacute suite agrave
lrsquoapplication du proceacutedeacute drsquoeacutelectro-Fenton Wang et al (2012b) ont utiliseacute une cathode en
carbone PTFE (Polyteacutetrafluoroeacutethylegravene) et un apport externe drsquoO2 pour geacuteneacuterer de faccedilon
eacutelectrochimique le peroxyde drsquohydrogegravene afin de traiter un lixiviat biologiquement
preacutetraiteacute Le traitement biologique est composeacute drsquoune succession drsquoun traitement dans un
reacuteacteur anaeacuterobique (UASB) drsquoun traitement anoxie-aeacuterobie suivi drsquoun bioreacuteacteur agrave
membrane (MBR) Le concentracirct obtenu apregraves traitement biologique est caracteacuteriseacute par
un rapport de biodeacutegradabiliteacute presque nul (DCO = 3 886 mgL et DBO = 26 mgL) et
une concentration en carbone organique total (COT) de 1 347 mgL Le traitement drsquoEF
de cet effluent a permis drsquoeacuteliminer 82 du COT apregraves 6 h de traitement avec une densiteacute
eacutelectrique de 30 mAcm2 et 10 mM de FeSO4 Zhang et al (2013) ont eacutegalement
expeacuterimenteacute la combinaison drsquoun proceacutedeacute biologique avec de lrsquoEF Le lixiviat a drsquoabord
eacuteteacute traiteacute dans un reacuteacteur agrave biofilm (SBBR) avec un temps de cycle de 24 h puis soumis
agrave 60 minutes de traitement EF avec une intensiteacute de 2 A un pH de 3 et un ratio H2O2
Fe2+
de 12 1 Lrsquoefficaciteacute globale du proceacutedeacute en termes drsquoabattement de la DCO est
drsquoenviron 80 avec une valeur initiale de 2 495 mgL Lrsquoanalyse de la distribution des
poids molaires (PM) par ultrafiltration reacutevegravele une augmentation significative des
167
composeacutes dont le PM lt 4 kDa apregraves lrsquoeacutetape drsquoEF La diminution de lrsquoindice UV254 qui
renseigne sur la deacutegradation des substances humiques est observeacutee agrave lrsquoissu du traitement
eacutelectrochimique
Il est inteacuteressant de noter que ce couplage est appliqueacute sur drsquoautres types drsquoeffluents
caracteacuteriseacutes par de fortes charges de DCO ou par la preacutesence de composeacutes reacutefractaires
Par exemple Babu et al (2009) ont rapporteacute une performance globale drsquoeacutelimination de la
DCO de 86 en couplant lrsquoEF agrave un proceacutedeacute anaeacuterobie pour traiter un effluent drsquohuile de
palme Ferrag-Siagh et al (2013) ont utiliseacute la mecircme approche pour la deacutegradation de la
teacutetracycline composeacute caracteacuteriseacute par des noyaux aromatiques difficilement
biodeacutegradables Le couplage du proceacutedeacute classique de Fenton agrave une filiegravere biologique srsquoest
eacutegalement montreacute efficace pour le traitement des lixiviats (Lopez et al 2004 Wang et
al 2012a) Xie et al (2010b) ont deacuteveloppeacute un pilote drsquoune capaciteacute de 20 m3j pour
traiter un lixiviat mature en placcedilant le proceacutedeacute de Fenton classique entre deux filtres
biologiques Les valeurs de la DCO et du NH4 apregraves traitement sont infeacuterieures agrave 100 et
25 mgL respectivement
293 Combinaison eacutelectrocoagulation et traitement biologique
Tout comme lrsquoEF il existe tregraves peu drsquoeacutetudes effectueacutees sur le couplage des proceacutedeacutes
drsquoeacutelectrocoagulation et biologiques pour traiter les lixiviats Norma et al (2012a) ont
expeacuterimenteacute les proceacutedeacutes drsquoEC et drsquoEO sur un lixiviat obtenu apregraves une eacutetape de
traitement biologique Suite au traitement biologique la valeur de la DCO eacutetait de 11 720
mgL Le fer et le diamant dopeacute au bore (BDD) ont eacuteteacute utiliseacutes comme anodes pour lrsquoEC
et lrsquoEO respectivement Lrsquoacier inoxydable a eacuteteacute employeacute comme cathode dans les deux
168
modes de traitement Lrsquoeffluent est drsquoabord eacutelectro-coaguleacute pendant une heure avec une
tension de 4 V sans agitation Apregraves une eacutetape intermeacutediaire de filtration le permeacuteat
obtenu est soumis agrave 8 h drsquoeacutelectro-oxydation avec une densiteacute eacutelectrique de 30 mAcm2
Le traitement successif drsquoEC et drsquoEO a permis la reacuteduction de 81 de la DCO et de 50
du COT
Top et al (2011) ont aussi eacutetudieacute lrsquoEC drsquoun concentracirct obtenu apregraves une eacutetape de
traitement biologique et de filtration Le lixiviat est traiteacute dans un premier temps par un
proceacutedeacute de nitrificationdeacutenitrification Lrsquoeffluent est ensuite filtreacute dans deux modules
drsquoultrafiltration et de nanofiltration Le concentracirct obtenu contenait une large partie des
grosses moleacutecules reacutefractaires non deacutegradeacutees par la filiegravere biologique et retenues par les
filtres Pour traiter le concentracirct les auteurs ont utiliseacute 4 plaques drsquoaluminium (2 anodes
et 2 cathodes) drsquoune surface totale de 252 cm2 en configuration monopolaire Avec une
densiteacute de courant de 159 mAcm2 et un temps de traitement de 30 minutes 45 de la
DCO est eacutelimineacutee et 60 de la couleur La concentration initiale de DCO eacutetait de 6 200
mgL
294 Couplage des autres proceacutedeacutes eacutelectrochimiques avec un traitement
biologique
Drsquoautres proceacutedeacutes eacutelectrochimiques sont eacutegalement utiliseacutes en combinaison avec les
proceacutedeacutes biologiques pour le traitement des lixiviats On peut citer le proceacutedeacute photo-
eacutelectrochimique et le proceacutedeacute drsquoeacutelectro-peroxone Le proceacutedeacute photo-eacutelectrochimique a le
mecircme principe que le proceacutedeacute drsquoeacutelectro-oxydation (Voir Section 25) avec lrsquoajout drsquoune
source de lumiegravere ultraviolet Les radiations UV peuvent avoir un effet destructif sur les
169
moleacutecules organiques et favoriser la formation de radicaux puissants comme OH et
HClO dans la solution (Tauchert et al 2006) Le proceacutedeacute drsquoeacutelectro-peroxone (EP) est
deacuteriveacute du proceacutedeacute Peroxone qui consiste agrave meacutelanger lrsquoozone et le peroxyde drsquohydrogegravene
afin de former des radicaux hydroxyles (Eacutequation 223)
Eacutequation 2-23
Dans le proceacutedeacute drsquoEP le peroxyde drsquohydrogegravene est geacuteneacutereacute de faccedilon eacutelectrochimique agrave la
cathode Lrsquoozone est introduit dans le reacuteacteur apregraves une eacutetape drsquoozonation agrave partir du
dioxygegravene (Li et al 2013)
Zhao et al (2010) ont eacutetudieacute lrsquoinfluence du proceacutedeacute photo-eacutelectrochimique (PEC) sur un
lixiviat ayant subi un preacutetraitement biologique Apregraves traitement biologique lrsquoeffluent
preacutesentait des concentrations en DCO de 560 mgL en NH4 de 700 mgL et un rapport de
biodeacutegradabiliteacute faible (DBODCO = 007) Lrsquoeacutetude a eacuteteacute reacutealiseacutee sur un pilote drsquoune
capaciteacute de 65 L Lrsquoanode en DSA (TiTiRuO2) est constitueacutee drsquoun tube concentrique
tandis que la paroi exteacuterieure du reacuteacteur en acier inoxydable fait office de cathode La
source de radiation est assureacutee par une lampe UV drsquoune puissance de 20 W et drsquoune
longueur drsquoonde de 254 nm placeacutee au milieu du reacuteacteur Dans les conditions optimales
de traitement (i = 671 mAcm2 et 25 h de traitement) les taux drsquoabattement sont de
741 pour la DCO de 416 pour le COT et de 945 pour le NH4 Le rapport de
biodeacutegradabiliteacute a aussi eacuteteacute augmenteacute de faccedilon significative de 007 agrave 06 apregraves le
traitement PEC Xiao et al (2013) ont reacutealiseacute la mecircme eacutetude sur un lixiviat preacutetraiteacute par
un proceacutedeacute aeacuterobieanaeacuterobie et une coagulation chimique Apregraves lrsquoeacutetape de
preacutetraitement la DCO et le NH4 ont des valeurs moyennes respectives de 560 et 700
mgL Dans le systegraveme utiliseacute lrsquoanode est constitueacutee de titane et drsquooxyde de rutheacutenium
170
(RuO2Ti) et la cathode de titane Une lampe de mercure agrave basse pression (10 W et 2537
nm) est utiliseacutee comme source de radiation UV Un taux drsquoabattement de 91 de la DCO
et une eacutelimination quasi-complegravete de la couleur et de lrsquoazote ammoniacal ont eacuteteacute
enregistreacutes avec une densiteacute eacutelectrique de 50 mAcm2
et un temps de traitement de 4 h
Des expeacuteriences parallegraveles effectueacutees lors des deux eacutetudes preacuteceacutedentes montrent une
meilleure efficaciteacute du proceacutedeacute PEC par rapport au proceacutedeacute drsquoeacutelectro-oxydation en
termes drsquoeacutelimination de la DCO du COT et du NH4 Ceci peut srsquoexpliquer par la photo-
geacuteneacuteration des radicaux hydroxyles et hypochloreux
Li et al (2013) ont eacutetudieacute le proceacutedeacute drsquoeacutelectro-peroxone sur un concentracirct obtenu agrave la
suite drsquoun traitement biologique et membranaire drsquoun lixiviat Le traitement biologique
est reacutealiseacute avec une succession drsquoun reacuteacteur anaeacuterobique (UASB) drsquoun traitement
anoxie-aeacuterobie suivi drsquoun bioreacuteacteur agrave membrane (MBR) Le traitement membranaire
est effectueacute sur deux modules de nanofiltration et drsquoosmose inverse Le concentracirct issu
des proceacutedeacutes membranaires est principalement constitueacute de composeacutes organiques
reacutefractaires avec une concentration en COT de 1 650 mgL Un meacutelange drsquoozone et de
dioxygegravene est injecteacute dans le reacuteacteur avec un deacutebit de 03 Lmin Le peroxyde
drsquohydrogegravene est geacuteneacutereacute de faccedilon eacutelectrochimique agrave la cathode en carbone PTFE
(Polyteacutetrafluoroeacutethylegravene) agrave partir de lrsquooxygegravene dissout Avec une densiteacute de courant de
175 mAcm2
et un temps de traitement de 4 h le COT est eacutelimineacute agrave 87
171
295 Tendances futures et perspectives des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et leur
couplage avec les proceacutedeacutes biologiques
Bien que lrsquoutilisation des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques pour le traitement des lixiviats ne
soit pas encore tregraves reacutepandue on constate depuis quelques anneacutees de plus en plus
drsquoeacutetudes reacutealiseacutees sur ce sujet Selon la base de donneacutees Scopus (Elsevier) entre 2006 et
2013 70 eacutetudes ont eacuteteacute reacutealiseacutees sur lrsquoutilisation des proceacutedeacutes drsquoEO drsquoEF et drsquoEC pour le
traitement des lixiviats par rapport agrave cinq eacutetudes effectueacutees entre 1994 et 2005
Lrsquoutilisation modeste mais croissante de ces techniques drsquoeacutepuration est favoriseacutee en
partie par le vieillissement des deacutecharges existantes qui produisent des lixiviats
caracteacuteriseacutes par une pollution bio-reacutefractaire et les normes de rejets qui deviennent de
plus en plus contraignantes (Ministegravere Queacutebecois du Deacuteveloppement durable de
lEnvironnement et des Parcs 2005) En guise de comparaison les normes de rejets
concernant les lixiviats des LES sont presque similaires agrave celles des eaux useacutees urbaines
Or ces derniegraveres peuvent ecirctre dans certains cas jusqursquoagrave 10 fois moins polluantes Les
proceacutedeacutes biologiques conventionnels se heurtent agrave la difficulteacute de traiter de faccedilon
convenable les lixiviats matures qui renferment un grand nombre de composeacutes
reacutecalcitrants Les effets directs et indirects du courant eacutelectrique permettent une
deacutegradation partielle ou totale de ces polluants reacutecalcitrants ou de les transfeacuterer dans une
phase insoluble lors de lrsquoEC Les principaux atouts lieacutes agrave lrsquoutilisation des proceacutedeacutes
eacutelectrochimiques sont faible emprise au sol temps de traitement court automatisation
facile utilisation limiteacutee de reacuteactifs bonne performance eacutepuratoire et coucirct raisonnable
Malgreacute les inteacuterecircts qursquoils preacutesentent le potentiel des technologies eacutelectrochimiques reste
encore sous-exploiteacute dans le domaine du traitement des lixiviats Selon la base de
172
donneacutees Scopus depuis lrsquoan 2000 130 eacutetudes ont eacuteteacute reacutealiseacutees sur lrsquoutilisation du
proceacutedeacute classique de Fenton contre 17 eacutetudes sur lrsquoutilisation du proceacutedeacute drsquoeacutelectro-
Fenton pour le traitement des lixiviats Sur cette mecircme peacuteriode de temps on note 56
eacutetudes sur la coagulation chimique contre 8 sur lrsquoeacutelectrocoagulation
Le proceacutedeacute drsquoeacutelectro-oxydation permet agrave la fois drsquoeacuteliminer la DCO et lrsquoazote ammoniacal
tout en augmentant la biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent Cependant les performances de
lrsquoEO sont beaucoup influenceacutees par les ions responsables de lrsquooxydation indirecte On
peut amener agrave ajouter du chlorure de sodium pour activer lrsquooxydation indirecte dans le
cas du traitement des lixiviats ougrave les teneurs en Cl- sont faibles (lt 3 000 mgL) (Chen
2004) Le potentiel toxique des sous-produits organiques chloreacutes formeacutes apregraves lrsquoEO nrsquoest
pas encore explicitement eacutetudieacute dans le cas des lixiviats Une eacutetude effectueacutee par
Naumczyk et al (1996) sur un effluent issu de lrsquoindustrie du textile chargeacute en chlorures
reacutevegravele la formation de plusieurs sous-produits organochloreacutes apregraves traitement drsquoEO
Parmi les sous-produits deacuteceleacutes par les auteurs on peut citer le 11-
dichlorocyclopentene le 23-dichloro-2-meacutethylbutane le Chloromelhylsilane etc Avec
lrsquoavancement de la science des mateacuteriaux lrsquoarriveacutee drsquoautres eacutelectrodes plus performantes
peut rendre la technique drsquoEO plus compeacutetitive Actuellement lrsquoeacutelectrode de diamant
dopeacute au bore (BDD) se distingue des autres avec des reacutesultats tregraves satisfaisants Les
proceacutedeacutes drsquoEO peuvent ecirctre assisteacutes par un proceacutedeacute photochimique afin drsquoaugmenter leur
efficaciteacute drsquoeacutepuration Par exemple (Zhao et al 2010) ont observeacute une augmentation de
27 de lrsquoabattement de la DCO en couplant lrsquoEO avec une source de radiation UV En
reacutealisant le mecircme couplage Xiao et al (2013) ont obtenu une hausse de 27 et de 33
sur la cineacutetique de deacutegradation respective de la DCO et du NH4
173
Le proceacutedeacute drsquoEF est performant pour le traitement de la pollution organique avec
lrsquoimplication du radical hydroxyle qui est un oxydant puissant et non seacutelectif Sa capaciteacute
agrave augmenter le rapport de biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent rend son couplage avec une
filiegravere de traitement biologique inteacuteressant Cependant son inefficaciteacute agrave eacuteliminer le NH4
constitue son principal deacutefaut La condition de traitement en milieu acide (pH lt 4) peut
eacutegalement enfreindre lrsquoutilisation de ce proceacutedeacute quand il srsquoagit de traiter de grand volume
drsquoeffluent Compareacute au proceacutedeacute de Fenton conventionnel le traitement drsquoEF des lixiviats
nrsquoest pas encore suffisamment eacutetudieacute dans tous ses aspects Lors drsquoune opeacuteration de
Fenton classique les deux reacuteactifs (H2O2 et Fe2+
) sont introduits dans le reacuteacteur avec les
proportions souhaiteacutees En revanche il est deacutelicat de respecter un ratio molaire H2O2Fe2+
donneacute quand lrsquoun ou les deux reacuteactifs sont geacuteneacutereacutes de faccedilon eacutelectrochimique Une
divergence existe aussi sur le ratio optimal de H2O2Fe2+
agrave appliquer lors du traitement
des lixiviats Le ratio H2O2Fe2+
varie entre 1 et 12 dans les eacutetudes consulteacutees Ceci est lieacute
en partie agrave la diversiteacute de compositions physico-chimiques des lixiviats et les diffeacuterentes
meacutethodes utiliseacutees pour la deacutetermination de ce ratio Lrsquooptimisation du ratio et des
quantiteacutes de H2O2 et Fe2+
geacuteneacutereacutees permettra de reacuteduire les boues obtenues lors des
eacutetapes de neutralisation en fin de traitement Le couplage du proceacutedeacute drsquoEF avec les
techniques photochimiques lrsquoeacutelectro-photo-Fenton peut augmenter les performances
eacutepuratoires de lrsquoEF mais srsquoaccompagnera drsquoun surcoucirct Zazouli et al (2012) et
Krzysztoszek et Naumczek (2012) ont reacutealiseacute des eacutetudes sur le proceacutedeacute classique de
Fenton coupleacute avec une radiation UV (photo-Fenton) pour le traitement des lixiviats
Leurs reacutesultats ont montreacute une augmentation de lrsquoabattement de la DCO (136 et 224
respectivement) avec le proceacutedeacute photo-Fenton compareacute agrave lrsquoutilisation du Fenton seul Agrave
174
lrsquoeacutetat actuel de nos connaissances aucune eacutetude nrsquoest encore faite sur le traitement des
lixiviats avec lrsquoutilisation du proceacutedeacute drsquoeacutelectro-photo-Fenton
Le proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation est modestement eacutetudieacute en traitement des lixiviats
compareacute au proceacutedeacute traditionnel de coagulation chimique Bien que des eacutetudes reacutecentes
aient montreacute les avantages de lrsquoEC en termes de quantiteacute de boues produites et
drsquoeacutelimination de la DCO (Ilhan et al 2008 Mariam et Nghiem 2010) la coagulation
chimique est encore largement utiliseacutee LrsquoEC preacutesente lrsquoavantage de combiner agrave la fois
les pheacutenomegravenes physico-chimiques (coagulation preacutecipitation complexation) et
eacutelectrochimiques (eacutelectro-flottation oxydation directe et indirecte) Elle peut ecirctre opeacutereacutee
dans une large gamme de pH Son efficaciteacute agrave eacuteliminer les grosses moleacutecules et la
turbiditeacute fait qursquoil est parfois utiliseacute comme eacutetape de preacutetraitement ou de traitement
tertiaire Cependant les limitations des transferts de masse et la gestion des reacutesidus
drsquohydroxydes meacutetalliques formeacutes peuvent expliquer la sous-utilisation de lrsquoEC Les
eacutetudes de laboratoire se font geacuteneacuteralement avec des cellules eacutelectrolytiques de formes
paralleacuteleacutepipeacutediques La conception et lrsquoexpeacuterimentation drsquoautres types de reacuteacteurs
permettront drsquooptimiser lrsquohydrodynamique du milieu et de reacuteduire la limitation des
transferts de masse Lrsquoeffet des configurations monopolaire et bipolaire des eacutelectrodes
pendant lrsquoEC des lixiviats reste un sujet agrave eacutetudier
Le couplage des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et biologiques preacutesente trois principaux
avantages lrsquoaugmentation des performances eacutepuratoires la reacuteduction des coucircts
drsquoopeacuteration et la diminution des temps de traitement Pour le traitement des lixiviats
laquo maturesraquo caracteacuteriseacutes par une forte preacutesence en composeacutes reacutefractaires les proceacutedeacutes
eacutelectrochimiques permettront de deacutegrader une partie des composeacutes reacutefractaires et
175
drsquoaugmenter la biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent Lrsquoordre de la disposition des ouvrages
eacutelectrochimiques et biologiques deacutepend des besoins du traitement De ce fait on peut
placer le proceacutedeacute biologique en amont afin de traiter les composeacutes biodeacutegradables et de
finir le traitement des composeacutes reacutecalcitrants par le proceacutedeacute eacutelectrochimique Lrsquoautre
disposition consiste agrave placer le proceacutedeacute eacutelectrochimique en amont pour augmenter la
biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent et de finir avec un traitement biologique Il est important de
choisir un proceacutedeacute biologique capable de traiter lrsquoazote ammoniacal dans le cas du
couplage avec certains proceacutedeacutes eacutelectrochimiques Crsquoest le cas des proceacutedeacutes drsquoEF drsquoEC
et drsquoEP qui preacutesentent une faible efficaciteacute par rapport agrave lrsquoeacutelimination de lrsquoazote
ammoniacal Lrsquoeffluent peut ecirctre carenceacute en nutriments dans le cas ougrave le proceacutedeacute
biologique est placeacute en aval de la filiegravere eacutelectrochimique Crsquoest le cas du phosphore dont
la concentration est geacuteneacuteralement faible dans les lixiviats matures Sur 106 lixiviats
matures eacutetudieacutes Kjeldsen et Christophersen (2001) ont rapporteacute une valeur moyenne de
Pt = 27 mgL Dans certains cas on peut ecirctre ameneacute agrave rajouter une source de phosphore
afin de respecter lrsquoeacutequilibre nutritif des bacteacuteries (Imai et al 1995) La majeure partie
des eacutetudes est reacutealiseacutee sur des lixiviats preacutetraiteacutes par une filiegravere biologique existante Des
eacutetudes deacutetailleacutees qui srsquointeacuteressent agrave la fois aux proceacutedeacutes biologiques et eacutelectrochimiques
restent rares En vue drsquoaugmenter les performances eacutepuratoires et de lever les incertitudes
techniques qui planent sur ce couplage des eacutetudes plus deacutetailleacutees devront ecirctre reacutealiseacutees
dans le futur Lors de ses eacutetudes lrsquoinfluence du traitement biologique sur la qualiteacute de
traitement eacutelectrochimique devrait ecirctre clarifieacutee et vice-versa Des eacutetudes drsquooptimisation
des diffeacuterents paramegravetres opeacuteratoires de chacun des deux proceacutedeacutes permettront
drsquoaugmenter lrsquoefficaciteacute du couplage tout en reacuteduisant les coucircts opeacuteratoires
177
210 Conclusion
Au cours de cette revue de litteacuterature nous avons abordeacute les trois principaux proceacutedeacutes
eacutelectrochimiques (lrsquoeacutelectro-oxydation lrsquoeacutelectro-Fenton et lrsquoeacutelectrocoagulation) appliqueacutes
au traitement des lixiviats Leurs combinaisons avec les proceacutedeacutes biologiques sont
eacutegalement eacutetudieacutees Les trois proceacutedeacutes eacutelectrochimiques preacutesentent un avantage commun
qui est la faculteacute de traiter les composeacutes reacutefractaires preacutesents dans les lixiviats Les
meacutecanismes reacuteactionnels qui rentrent en jeu pendant le traitement sont diffeacuterents drsquoun
proceacutedeacute agrave un autre Pendant lrsquoEO les reacuteactions directes et indirectes qui impliquent le
radical hydroxyle et drsquoautres oxydants intermeacutediaires sont responsables de la deacutepollution
Lors du traitement EF le radical hydroxyle issu de la reacuteaction entre le peroxyde
drsquohydrogegravene et lrsquoion ferreux est agrave lrsquoorigine de la deacutegradation des polluants organiques
Concernant lrsquoEC le meacutecanisme de deacutepollution est plus complexe car diffeacuterents
pheacutenomegravenes eacutelectrochimiques (eacutelectro-flottation oxydation directe et indirecte) et
physico-chimiques (coagulation preacutecipitation complexation) rentrent en jeu Drsquoune
faccedilon geacuteneacuterale les principaux paramegravetres opeacuteratoires qui influencent lrsquoefficaciteacute de ces
proceacutedeacutes sont la densiteacute de courant le temps de traitement le type drsquoeacutelectrode utiliseacute la
distance inter-eacutelectrodes et la conductiviteacute du milieu Toutefois lrsquooptimisation de certains
paramegravetres est essentielle pour une meilleure performance du traitement eacutelectrochimique
Crsquoest le cas du pH qui doit ecirctre dans une gamme de 2 agrave 45 lors du proceacutedeacute drsquoEF
Les proceacutedeacutes eacutelectrochimiques utiliseacutes dans les conditions optimales donnent des
reacutesultats satisfaisants en termes drsquoeacutelimination de la DCO (20 agrave 90 drsquoabattement selon le
proceacutedeacute utiliseacute et la concentration initiale) de la couleur et des germes pathogegravenes
Lrsquoutilisation de ces proceacutedeacutes pour le traitement des lixiviats laquo matures raquo permet
178
drsquoeacuteliminer les composeacutes bio-reacutefractaires et drsquoaugmenter la biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent
Bien que lrsquoapplication des technologiques eacutelectrochimiques pour le traitement des
lixiviats soit en pleine expansion plus drsquoeacutetudes devront ecirctre faites pour lrsquooptimisation de
ces proceacutedeacutes Les proceacutedeacutes drsquoeacutelectrocoagulation drsquoeacutelectro-Fenton et drsquoeacutelectro-photo-
Fenton sont modestement eacutetudieacutes en comparaison des proceacutedeacutes traditionnels de
coagulation chimique et de Fenton Ceci est justifieacute par quelques deacutesavantages que
preacutesentent ces techniques La condition de traitement en milieu acide pendant lrsquoEF peut
ecirctre un frein lors du traitement de grand volume de lixiviat La gestion des boues
chargeacutees en reacutesidus meacutetalliques est une contrainte qui doit ecirctre prise en compte lors de
lrsquoutilisation des proceacutedeacutes drsquoEF et drsquoEC Les besoins eacutenergeacutetiques que requiegraverent ces
proceacutedeacutes peuvent augmenter les coucircts de traitement agrave lrsquoeacutechelle industrielle
Le couplage des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et biologiques permet drsquoaugmenter les
performances eacutepuratoires tout en reacuteduisant les coucircts et les temps de traitement Lrsquoordre de
disposition des deux proceacutedeacutes deacutepend des besoins du traitement Toutefois des eacutetudes
approfondies sont neacutecessaires pour clarifier lrsquoinfluence de chaque proceacutedeacute sur lrsquoautre
proceacutedeacute selon son placement dans la filiegravere de traitement
211 Remerciements
Ce travail a eacuteteacute reacutealiseacute en collaboration avec le CRIQ (Centre de recherche industrielle du
Quebec) et les compagnies E2metrix et Gesterra Il a eacutegalement reccedilu le soutien financier
du CRIBIQ (Consortium de recherche et innovations en bioproceacutedeacutes industriels au
Queacutebec) et de MITACS
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212 Reacutefeacuterences
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199
CHAPITRE 3
COUPLING BIOFILTRATION PROCESS AND ELECTROCOAGULATION
USING MAGNESIUM-BASED ANODE FOR THE TREATMENT OF LANDFILL
LEACHATE
COMBINAISON DES PROCEacuteDEacuteS DE BIOFILTRATION ET
DrsquoEacuteLECTROCOAGULATION UTILISANT UNE ANODE Agrave BASE DE
MAGNEacuteSIUM POUR LE TRAITEMENT DES LIXIVIATS DES SITES
DrsquoENFOUISSEMENT
Le chapitre 3 traite le sceacutenario 1 qui consistait agrave installer le proceacutedeacute de biofiltration avant
le proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation Une eacutelectrode agrave base de magneacutesium a eacuteteacute utiliseacutee lors
des expeacuteriences drsquoeacutelectrocoagulation Les performances des deux proceacutedeacutes ont eacuteteacute
eacutevalueacutees et discuteacutees dans ce chapitre Certaines observations faites avec lrsquoutilisation de
lrsquoanode en magneacutesium (sensibiliteacute agrave lrsquoalcaliniteacute et hausse du pH) ont eacutegalement eacuteteacute
eacutetudieacutees afin drsquoy amener des eacuteleacutements de reacuteponse Ces travaux sont en lien avec les
objectifs speacutecifiques 1 2 et 3 Le Chapitre 3 est constitueacute de lrsquoarticle suivant
Dia Oumar Drogui Patrick Buelna Gerardo Dubeacute Rino (2016)
Coupling biofiltration process and electrocoagulation using magnesium-based anode
for the treatment of landfill leachate Journal of Environmental Management 181
477-483 DOI 101016jjenvman201606067
201
3 COUPLING BIOFILTRATION PROCESS AND
ELECTROCOAGULATION USING MAGNESIUM-BASED ANODE
FOR THE TREATMENT OF LANDFILL LEACHATE
31 Abstract
In this research paper a combination of biofiltration (BF) and electrocoagulation (EC)
processes was used for the treatment of sanitary landfill leachate Landfill leachate is
often characterized by the presence of refractory organic compounds (BODCOD lt 013)
BF process was used as secondary treatment to remove effectively ammonia nitrogen (N-
NH4 removal of 94) BOD (94 removed) turbidity (95 removed) and phosphorus
(more than 98 removed) Subsequently EC process using magnesium-based anode was
used as tertiary treatment The best performances of COD and color removal from landfill
leachate were obtained by applying a current density of 10 mAcm2 through 30 min of
treatment The COD removal reached 53 whereas 85 of color removal was recorded
It has been proved that the alkalinity had a negative effect on COD removal during EC
treatment COD removal efficiencies of 52 41 and 27 were recorded in the
presence of 10 20 and 30 gL of sodium bicarbonate (NaHCO3) respectively
Hydroxide ions produced at the cathode electrode reacted with the bicarbonate ions to
form carbonates The presence of bicarbonates in solution hampered the increase in pH
so that the precipitation of magnesium hydroxides could not take place to effectively
remove organic pollutants
202
32 Keywords
Landfill leachate biofiltration biofilter biological treatment electrocoagulation
magnesium electrode alkalinity
33 Introduction
Landfilling is one of the most common ways to manage municipal solid wastes
However this technic can be related with some environmental issues if the landfill is not
monitored properly For example percolation of rainwater into the landfill leads to the
production of an effluent polluted with organic inorganic and microbial materials called
landfill leachate that has the potential threat for both groundwater and surface water
(Lema et al 1988)
Landfill leachate characteristics can be defined by several parameters operating modes
(degree of compaction height waste etc) nature of waste local climate geological
features of the site age of landfill etc Among these factors age of landfill have a major
importance on landfill leachate composition Accordingly landfill leachate could be
divided into three types young intermediary and mature or stabilized landfill
leachate (Renou et al 2008) The young landfill leachates having an age up to 5 years
are characterized by high concentration of biodegradable organic compounds (Harmsen
1983) By comparison mature landfill leachate having more than ten years are
characterized by refractory organic compounds (Ehrig 1989)
Biological processes are often used to treat young landfill leachate due to their
biodegradability According to the literature many biological processes such as aerated
lagoon (Robinson and Grantham 1988) activated sludge (Kettunen et al 1996)
203
attached biomass (Li et al 2010 Martienssen et al 1995) membrane bioreactor (MBR)
(Ahmed and Lan 2012) sequencing batch reactor (SBR) (Dollerer and Wilderer 1996)
and others had been applied for landfill leachate treatment Among biological processes
biofiltration technology has many advantages such as low footprint and good resistance
to the variation of volumetric loading (Galvez et al 2009 Pujol et al 1994 Xie et al
2010a) The materials used as media could be categorized as inorganic (plastic pozzolan
glass bead expanded clay etc) and organic (peat wood chips compost activated carbon
etc) Peat based biofilters have been founding increased use as they showed high
efficiency for biodegradable organic carbon and nitrogen removal (Champagne and
Khalekuzzaman 2014 Heavey 2003 Kangsepp and Mathiasson 2009 Kotildeiv et al
2009) due to its a high specific surface for microorganisms (Buelna et al 2008
Couillard 1994) In addition the presence of some chemicals groups on its surface
(alcohol aldehydes ketones acids and ethers) could be involved in the depollution
process by interacting with pollutants throughout adsorption complexation chelation and
ions exchanges reactions (Couillard 1994)
Although the effectiveness of biological systems is well known for biodegradable landfill
leachate biological methods do not generally provide the necessary quality of treatment
for wastes containing refractory organic pollutants (Galvez et al 2009) For example
humic substances contained in landfill leachate are difficult to oxidize biologically
To tackle this issue combined treatment methods have been finding increased use
biological treatment followed by physical-chemical treatment Physical chemical process
is often employed as tertiary treatment after biological treatment (Galvez et al 2009)
Different types of physicochemical electrochemical membrane filtration and advanced
204
oxidative processes have been integrated with biological processes Among these
technologies electrocoagulation process is a promising technique that can be coupled
with biological process in order to improve the effectiveness of landfill leachate
treatment The principle of EC is to generate in-situ coagulants using an electrical
potential difference These coagulants can agglomerate colloidal suspensions and form
insoluble metal hydroxides on which organic matter could be adsorbed
Even though the combination of biological and electrocoagulation processes for landfill
leachate treatment has been rarely reported in the literature however it has been tested
for the treatment of different types of effluents such as bleaching effluent (Antony and
Natesan 2012) grey water (Bani-Melhem and Smith 2012) industrial effluents (Moises
et al 2010) municipal wastewater (Stafford et al 2014) and synthetic wastewater (Yu
et al 2006) In these studies satisfactory results were obtained in terms of organic
matters suspended solids and phosphorus removal
The objective of this research project was to study the feasibility of coupling a biological
process (biofiltration) with an electrochemical process (electrocoagulation) for the
treatment of mature landfill leachate Hence the biological system was placed before
the electrochemical process The efficiency of biofiltration in terms of nitrogen organic
matters and turbidity removal was investigated whereas for the electrochemical
treatment the influence of current density treatment time and alkalinity on residual COD
removal was considered
205
34 Materials and methods
341 Landfill leachate
Landfill leachates used throughout this study were taken from a municipal landfill site of
Saint-Rosairersquos City Queacutebec Canada This landfill area is 44 ha having a landfilling
capacity of 65000 tonsyear The annual flow rate of leachate production is around 100
m3d Landfill leachates were stored in three open sky tanks each one having 2750 m
3 of
capacity The sampling was taken from the storage tanks with the average frequency of
three weeks Samples were collected in polypropylene buckets and kept at 4degC before
use
342 Biofiltration experimental unit
A PVC column was used as biofilter unit with a dimension of 2 m (height) x 02 m
(inside diameter) The biofilter system used indigenous microflora bacteria fixed on an
organic support mainly comprised of peat and wood shavings The filter media was
arranged vertically as follows (from the top to the bottom) 10 cm of wood ships 30 cm
of a mixture of 80 (vv) wood + 20 (vv) peat + 5 (vv) of calcite 30 cm of wood
ships 90 cm of 80 (vv) wood ships + 20 (vv) peat + 5 (vv) calcite The calcite
was added in the filter media in order to buffer the pH and to provide a mineral carbon
source for autotrophic microorganisms The landfill leachate was filtered by percolation
The biofilter acclimation was performed by gradually increasing the hydraulic loading
rate inside the biofilter unit Once the acclimation was completed the inlet flow rate was
set at around 53 Ld corresponding to a hydraulic loading rate of 017 m3m
2d The
206
column was aerated by injecting compressed air from the bottom with a flow rate of 5
Lmin The air was moistened through a hermetic water balloon before being injected in
the column It is worth noting that the pilot worked at room temperature (22 degC) The
biofilter clogging was monitored by measuring every four days the output flow rate of the
biofilter and checking regularly if there was appearance of stagnant liquid on the surface
of the biofilter unit
343 Electrochemical cell
A cylindrical electrolysis cell having 15 L of capacity was used This electrolytic unit
was comprised of two concentrical electrodes (Figure 31) The cylindrical anode
electrode (798 cm length x 19 cm diameter) was made of alloy based magnesium having
a working surface area of 476 cm2 The hollow cylindrical cathode electrode (72 cm
length and 5 cm inner diameter) was made of stainless steel (SS) and having a surface
area of 1130 cm2 The assays were carried out in a closed loop depicted schematically in
Figure 31 A conical reservoir (to introduce wastewaters in the system) a centrifugal
pump and the electrolytic cell constitute the loop The electrochemical tests were
conducted in a batch recirculation mode with a liquid flow entering in the top of the cell
The electrochemical cell was provided by E2Mextrix Inc Sherbrooke Queacutebec Canada
The electrochemical cell was operated under galvanostatic conditions Current intensities
were imposed by means of a DC power source Xantrex XFR40-70 (Aca Tmetrix
Mississauga ON Canada) with a maximum current rating of 70 A at an open circuit
potential of 40 V Due to high conductivity of landfill leachate no electrolyte salt was
added during the EC process 30 mL aliquot was taken from the reactor at different
207
treatment time and then naturally settled down for at least one hour and finally
supernatant was collected for the analysis
Figure 3-1 Electrochemical cell
344 Analytical details
pH was measured by a pH meter (Accumet Excel XL25 - pH mV Temp Ion Meter
Fisher Scientific Co) with a Cole-Palmer double junction electrode (AgAgCl reference)
Turbidity was determined by a turbidimeter (2100N Laboratory Turbidimeter EPA 115
208
Vac HACH) Chemical oxygen demand (COD) was measured by the colorimetric
method (closed Reflux) certified by the APHA (APHA 1998) Ammonia (N-NH4) and
ortho-phosphate (P-PO4) concentrations were simultaneously analyzed by QuikChem
method 10-107-06-2-B and QuikChem method 10-115-01-1-B respectively using Lachat
Instrument Samples of COD NH4 and PO4 were acidified under pH 2 before analysis
Measurement of BOD5 was carried out by an accredited laboratory (AGAT Laboratories
Quebec Canada) BOD5 was analyzed according to APHA standard method (APHA
2012) BOD samples were frozen before being sent to the laboratory The color was
estimated by UV-visible spectrophotometry (Cary 50 Varian Canada Inc Mississauga
ON Canada) with the platinum-cobalt method approved by the APHA (APHA 2005) In
this case the color measured is the true color which requires a filtration step to 045 μm
or centrifugation at 15000 g for 15 minutes The alkalinity was measured by titration
method using a diluted mineral acid (H2SO4 002 N) The endpoint titration was detected
using colored indicators phenolphthalein and methyl orange (Doreacute 1989) In the
presence of phenolphthalein (and at a pH around 83 ndash 10) hydroxide ions and the half of
the carbonate ions were measured This operation allowed determining the
phenolphthalein alkalinity (p-alk) In the presence of methyl orange (at a pH around 32 ndash
44) the sum of hydroxides carbonates and bicarbonates ions were measured This
operation allowed determining the methyl orange alkalinity (m-alk) or total alkalinity
The difference between methyl orange alkalinity (m-alk) and phenolphthalein alkalinity
(p-alk) allowed determining the concentration of bicarbonate (HCO3-) Then the
concentration of carbonate (CO32-
) was determined using the following equation
(Equation 31)
209
Eacutequation 3-1
35 Results and discussion
351 Characteristics of raw landfill leachate
Table 31 shows the physicochemical characteristics of the raw leachate The low
biodegradability ratio (BODCOD = 009) indicated the presence of high proportion of
refractory organic matter in the landfill leachate These organic compounds are mainly
comprised of humic substances (humic acids and fulvic acids) In addition the slightly
basic pH was mainly due to the absence of volatile fatty acids indicating the end of the
acidogenic transformation and the establishment of methanogenic phase (Kjeldsen et al
2002) The mature characteristic of the leachate can also justify the low metals and
phosphate concentrations The relatively basic pH (74 ndash 88) and high alkalinity (2418 -
3198 mg CaCO3L) values recorded in the landfill leachate contributed to metals and
phosphate precipitation (Bozkurt et al 1999 Kjeldsen et al 2002)
210
Tableau 3-1 Raw landfill leachate characteristics
Parameters Units Average values Min
Values Max values n
1
Total COD mgL 765 534 1332 74
BOD5 mgL 70 12 110 11
BODCOD - 009 002 013 11
TSS mgL 30 30 30 1
Turbidity NTU 1069 171 319 74
Conductivity mScm 798 798 798 1
pH - 821 748 88 69
Alkalinity mg CaCO3L 2750 2418 3198 6
N-NH4 mgL 342 221 444 72
N-NO3 + N-NO2 mgL 064 064 064 1
P-PO4 mgL 233 024 98 67
Zn mgL 007 004 010 2
Fe mgL 26 19 331 2
Volatile Fatty
Acids (VFA) mgL ND
2 ND
2 ND
2 1
1n = Number of tests
2ND = Not detected
352 Treatment of landfill leachate using biofiltration (BF) process
3521 Ammonia (NH4) removal using BF system
Figure 32 shows the changes in ammonia concentrations in the influent and effluent
during the treatment using biofiltration process At the beginning of the acclimation
period low ammonia concentrations were recorded in the effluent due to physical
adsorption of ammonia onto the biofilter media However the concentration of ammonia
increased gradually in the effluent after the saturation of the active sites of the biofilter
media The stripping of NH3 (g) can also contributed to nitrogen removal during the start-
up period (Garzoacuten-Zuacutentildeiga et al 2005) Meanwhile the biomass was gradually
developed and acclimatized in the biofilter unit The effect of this acclimation can be
211
seen by measuring the residual concentrations of ammonium-nitrogen (close to zero) at
the outlet of the biofilter system A period of 30 days was required to sufficiently develop
and acclimatized nitrifying bacteria By examining the Figure 32 it was deduced that
variations of the NH4 concentration in the influent have a negative influence on the NH4
concentration at the outlet This was specially observed during a period of 74 days (ie
from 103rd
day to 177th
day of treatment period) with significant fluctuations of ammonia
loading rate at the inlet of the bio-filter system Since the amount of biodegradable
organic carbon in the reactor was limited the autotrophic nitrification and NH3 stripping
were the principal mechanisms of nitrogen removal Therefore the amount of autotrophic
biomass in the reactor was proportional to the ammonia loading rate applied in the
biofilter system Hence a sudden increase in NH4 concentration in the influent could
have a negative impact on nitrogen removal because the autotrophic biomass will face a
nitrogen load superior to its nitrification capacity This leads to an increase in NH4
concentration at the outlet of the biofilter unit Despite the loading rate changes observed
during this period the biofilter showed a good performance in terms of ammonia removal
with an average removal of 94 (recorded from day 103rd
to day 177th
) The average
value of ammonia concentration after BF was 13 mgL of N-NH4 This is close to the
standard value (10 mgL of N-NH4) sets by the Queacutebec Province regulation (MDDELCC
2009) The significant fluctuations of NH4 concentration in the influent were mainly due
to seasonal variations in the landfill leachate characteristics Nitrate measurement at day
126th
revealed a nitrate concentration of 240 mg N-NO3L at the outlet This
corresponding to 81 removal of ammonia (NH4 inlet = 312 mg N-NH4l and NH4 outlet
= 16 mg N-NH4L) In fact nitrification was the dominant mechanism of nitrogen
212
removal in the biofilter The amount of nitrogen stripped out of the reactor could be
calculated using the following equation (Equation 32) (Anthonisen et al 1976)
Eacutequation 3-2 (
)
(
)
Where Kb and Kw are ionization constants of ammonia equilibrium and water
respectively The ratio KbKw can be expressed as a function of the temperature (Equation
33)
Eacutequation 3-3
( ( ))
According to theses equations and considering an ammonia concentration of 312 mgL a
temperature of 22C and a pH of 865 the amount of N-NH3 removed by stripping will be
53 mgL corresponding to 18 of total NH4 removal Biological nitrification and NH3
stripping represent almost 100 of ammonia removal in the biofilter pilot However
other mechanisms such as assimilation denitrification adsorption and
chemodenitrification could also take place (Garzoacuten-Zuacutentildeiga et al 2005)
213
Figure 3-2 NH4 concentration changes in the biofilter system (hydraulic load =
017 m3m
2d temperature = 22
C air flowrate = 5 Lmin)
3522 COD removal using BF system
Figure 33 shows the changes in COD concentrations of landfill leachate before and after
treatment using BF system Low COD concentrations were recorded in the effluent
during the first days of treatment However the residual COD concentration recorded at
the outlet of the BF system gradually increased after the saturation of the adsorption sites
in the biofilter medium Few days after the start-up period (day 12th
) high COD
concentrations were obtained at the outlet of the biofilter unit These relative high COD
concentrations were due to the leaching of humic substances from peat media The
biofilter was then stable from day 21th
to day 66th
where the COD removal was about
214
35 After this period low COD efficiency was recorded (around 5) with a dark
brownish color of the effluent (day 73th
to 194th
) Surprisingly in some samples (ie day
97th
to 108th
and day 140th
to 163rd
) the COD concentrations in the effluent were higher
than those measured in the influent The increase in COD in the treated effluent (higher
than the values recorded in the influent) was mainly attributed to the leaching of humic
substances from peat media As explained in the Material and Methods section the bio-
filter system used indigenous microflora bacteria fixed on an organic support mainly
comprised of peat and wood shavings Given the refractory nature of these compounds
(humic substances) they were not degraded by the microorganisms It is worth noting
that the average value of pH measured in the influent was 82 plusmn 023 (raw landfill
leachate) By comparison after bio-filtration treatment the average value was 87 plusmn 024
During the tests the pH values measured at the outlet of the bio-filter system were higher
than those measured at the inlet Sometime the pH values measured at the outlet were
very close to pH 90 (for instance for the days 133 and 143) especially when the COD
recorded at the outlet were relatively high This increase in pH contributed to humic
substances leaching from wood chips and peat so that the coloration of the effluent
increased leading to the increase in COD As already mentioned above (section 342)
the filter media contained calcite The calcite was added in the filter media in order to
buffer the pH and to provide a mineral carbon source for autotrophic microorganisms
Inside the bio-filter system the pH was more basic so that it can contribute to release
humic substances from the organic support (peat and wood shavings) Additional
experiments were conducted in order to investigate the effect of pH on humic substances
release in solution Results showed that an increase of pH to around 9 induced more
215
humic substances in solution so that color and COD increased (Figures 34 and 35) The
relatively low COD removal obtained in the present study was consistent with those
recorded by other authors using peat biofilters for the treatment of landfill leachate For
instance Kotildeiv et al (2009) reported that less than 10 of COD removal was obtained
while applying a biofiltration process for the treatment of a mature landfill leachate
through a peat based media
Figure 3-3 COD changes in the biofilter (hydraulic load = 017 m3m
2d
temperature = 22C air flowrate = 5 Lmin)
216
Figure 3-4 COD of the Outlet with different pH of the influent with a hydraulic
load of 0175 m3m
2d
0
200
400
600
800
1000
1200
0 10 20 30 40 50 60 70 80
CO
D (
mg
L)
Time (day)
Reactor pH = 7
Reactor pH = 9
Reactor pH = 11
217
Figure 3-5 Color of the outlet with different pH of the influent with a hydraulic
load of 0175 m3m
2d
3523 Other parameters (BOD5 PO4 turbidity and pH)
BOD5 concentrations in the influent were low (around 70 mg O2L) A large portion of
the BOD5 was eliminated after biofiltration The average BOD5 value measured at the
outlet of the biofilter unit was 12 mg O2L After acclimation period the residual BOD5
concentrations were below the detection limit (4 mg O2L) This represents a BOD5
removal higher than 94 After BF the effluent met the discharge standards defined by
Queacutebec legislation in terms of BOD5 (65 mg O2L)
0
500
1000
1500
2000
2500
0 10 20 30 40 50 60 70 80
Co
lor
(TC
U)
Time (day)
Reactor pH = 7
Reactor pH = 9
Reactor pH = 11
218
The phosphorus concentration measured at the inlet of the biofilter unit was relatively
low (around 23 mg P-PO4L) These low initial phosphate concentrations were linked to
the nature of landfill leachate (mature leachate) After biological treatment residual P-
PO4 concentrations were below the detection limit (02 mgL of P-PO4) However the
phosphorus deficiency did not seem to have a significant negative impact on the
autotrophic biomass activity According to Vanhooren (2002) in the trickling filter
phosphate uptake is limited because this latter can be recycled inside the biofilm
The porous structure of the biofilter media has allowed getting good removal of the
influent turbidity The turbidity in the inlet was estimated to around 107 NTU An
average of turbidity removal of 95 was obtained with a residual turbidity value around
5 NTU
Figure 36 shows the changes in pH before and after bio-filtration treatment Against all
odds an increase in pH value after biofiltration was observed Considering the acidifying
nature of the peat and the acidification related to the nitrifying biomass activity a
decrease in pH was expected after biological treatment In contrast the pH passed from
82 (in the influent) to 87 after biofiltration The degassing of dissolved CO2 via the
aeration in the biofilter unit could justify the increase of the pH The reaction of the
dissolution of carbon dioxide in water can be expressed as follow (Equations 34 and
35)
Eacutequation 3-4
Eacutequation 3-5
219
By the aeration the dissolved CO2 will be stripped and the reaction 33 moves to the left
side leading to the consumption of hydronium ions and an increase in pH A similar
phenomenon of increase in pH was observed by Champagne and Khalekuzzaman (2014)
after the aeration of landfill leachate
Figure 3-6 pH changes in the biofilter system (hydraulic load = 017 m3m
2d
temperature = 22C air flowrate = 5 Lmin)
7
75
8
85
9
95
10
0 50 100 150 200 250
pH
time (days)
Inlet pH
Outlet pH
220
353 Electrocoagulation (EC) of landfill leachate obtained from the biofiltration
process
After biological treatment the pre-treated landfill leachate was subjected to
electrocoagulation treatment During the EC process the effects of treatment time
current density and alkalinity were investigated on COD removal efficiency The pH was
also monitored before and after electrochemical treatment
3531 The current density and treatment time effect
Different current densities (3 mA to 30 mAcm2) and treatment time (5 10 15 20 and 30
min) were investigated The results obtained in terms of the residual COD removal are
summarized in figure 37 For a given treatment time an increase in COD removal was
observed when the applied current density increased due to the fact that the applied
current was proportional to the amount of ionized metal (Faradays law) As the current
increased more magnesium ions would be generated which was beneficial for
electrocoagulation and co-precipitation processes Low COD removal (29) was
obtained after 30 minutes of EC treatment with low current density (3 mAcm2) For
higher current densities (10 to 30 mAcm2) a rapid decrease of residual COD
concentration was achieved during the first 10 min (69-73 of total COD removal) and
after that the residual COD decreased slowly until the end of the experience The sharp
decrease of COD during the first 10 min was likely due to the combined effects of
cathodic reduction and destabilization of colloidal organic compounds Indeed a thin
brownish deposit layer observed on the cathodic electrode surface after EC gave an
221
indication of the cathodic reduction phenomenon These results were consistent with
those recorded by Asselin et al (2008) while using EC process for the treatment of
slaughterhouse wastewater The slight COD decrease recorded after 10 min was mainly
attributed to others mechanisms such as co-precipitation complexation and adsorption of
organic matters onto the metallic hydroxides surface Base on the results discussed above
current density of 10 mAcm2 and 30 minutes were selected as the best conditions for the
EC treatment in terms of energy consumption and effectiveness Under these conditions
relatively high color (85) and COD (53) were removed These conditions were
applied in the next step of this study
Figure 3-7 Influence of current density and treatment time on COD removal
(working volume = 15 L initial pH = 84 conductivity = 572 mScm
cathode = stainless steel)
222
3532 pH changes during electrochemical treatment
Figure 38 shows the changes in pH of the landfill leachate during EC treatment when a
current density of 10 mAcm2 was imposed The pH increased rapidly over the first 5 min
of the treatment (passing from 84 to 10) and then remained quite stable until the end of
experiment This increase in pH can be explained by the combination of two aspects (i)
production of hydroxide ions at the cathode through the electrochemical reduction of
water and (ii) high pH required for the precipitation of magnesium hydroxide Mg(OH)2
The pH required for magnesium hydroxide precipitation is around 95 to 11 dependently
on magnesium ion concentrations in solution In this case the precipitation of magnesium
hydroxide was observed around pH 10 It is worth noting that the presence of magnesium
in solution was due to anodic dissolution during electrolysis Magnesium ions could not
precipitate if a pH around 10 was not reached in solution A period of 5 min was required
to increase the pH around 10 and to start the precipitation of magnesium so that the pH
remained quite stable until the end of experiment
223
Figure 3-8 pH changes during EC process (Current density = 10 mAcm2
working volume = 15 L initial pH = 84 conductivity = 572 mScm
cathode = stainless steel)
3533 The alkalinity effect
Landfill leachate can contain high concentrations of alkalinity In order to investigate the
influence of alkalinity on the EC efficiency the bio-filtered landfill leachate was spiked
with different concentrations of sodium bicarbonate (NaHCO3) (1 2 and 3 gL) to
artificially increase the alkalinity Residual concentrations of COD carbonate (CO32-
) and
bicarbonate (HCO3-) were measured A current density of 10 mAcm
2 was imposed
The changes in HCO3- and CO3
2- concentrations during EC treatment are presented in
Figures 39a and 39b respectively HCO3- concentrations decreased and a complete
disappearance was recorded over 30 min of electrolysis irrespective of the initial HCO3-
224
concentration imposed Indeed during electrolysis hydroxide ions generated at the
cathode react with HCO3- according to Equation 36 By comparison there was an
increase in CO32-
concentration during the 10-20 first minutes of electrolysis followed by
a gradual decrease of CO32-
concentration
Eacutequation 3-6
According to Figures 39a and 39b for each concentration of sodium bicarbonate
imposed carbonate ions concentration started to decrease whenever the bicarbonate ions
were totally transformed For instance in the case of 10 gL of NaHCO3 it took 10
minutes of electrolysis to completely transform HCO3- into CO3
2- whereas 15 and 20
minutes of electrolysis were required to completely transform HCO3- into CO3
2- when the
initial concentrations of NaHCO3 were 20 gL and 30 gL respectively Since the
current density was the same in all the three cases the higher the concentration of HCO3-
in solution the longer the electrolysis time was to transform HCO3- into CO3
2
The acid-base couple HCO3-CO3
2- plays a buffer role which resists to the increase of pH
induced by the electrochemical reduction of water When the initial concentration of
NaHCO3 increased in solution the pH increased less rapidly (Figure 310) Figure 311
shows the relationship between NaHCO3 concentration and the treatment time required
for metal precipitation during electrolysis For instance the metal hydroxides were
formed within 5 minutes of treatment time in the absence of NaHCO3 However in the
presence of 1 2 and 3 gL of NaHCO3 the times required for magnesium hydroxide
precipitation were 15 20 and 30 minutes respectively Alkalinity had a negative effect
on the efficiency of EC treatment using a magnesium-based anode since it delayed the
magnesium hydroxide formation and consequently increased the treatment time and
225
energy consumption Likewise the precipitation of CO32-
ions with Ca2+
and Mg2+
could
form respectively CaCO3 and MgCO3 leading to a reduction of the active surface of
electrodes This phenomenon was observed by Hug and Udert (2013) while studying
struvite precipitation using magnesium-based anodes
The changes in COD during EC treatment (Figure 312) shows that as the initial
concentration of NaHCO3 increased in the landfill leachate the depurative efficiency
decreased For instance residual COD concentrations of 263 323 and 405 mgL were
recorded after 20 min when 1 2 and 3 gL of NaHCO3 were respectively added This was
related to the fact that more metal residues were formed with low sodium bicarbonate
concentrations The presence of metallic residues in solution promotes the removal of
organic compounds through the processes of coagulation and co-precipitation
Nevertheless COD removal was observed in the samples where there was no metallic
residues formation As discussed previously this COD removal was likely due to
cathodic reduction of organic compounds However no significant color removal was
observed before the formation of metal hydroxides (Figure 311) From this experience
we proved that alkalinity had a negative effect on EC process using magnesium based-
electrode However the alkalinity of the effluent after BF was not very high (around
500 mg of CaCO3L) to hamper the EC process This low alkalinity is related to the fact
that autotrophic nitrifying bacteria used the inorganic carbon as a carbon source
Nevertheless the presence of alkalinity could be a problem when EC process is used as
primary treatment (before biofiltration) or when nitrification do not work properly when
EC is used as secondary treatment (after bio-filtration)
226
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
2000
0 5 10 15 20 25 30
Co
nce
ntr
atio
n o
f b
icar
bo
nat
e io
ns
(m
gL)
Time (min)
1 gL of NaHCO3
2 gL of NaHCO3
3 gL of NaHCO3
A)
227
Figure 3-9 Bicarbonate ions concentration (A) and carbonate ions concentration
(B) during EC process (Current density = 10 mAcm2 working
volume = 15 L cathode = stainless steel)
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
0 5 10 15 20 25 30
Co
nce
ntr
atio
n o
f ca
rbo
nat
e io
ns
(m
gL)
Time (min)
1 gL of NaHCO3
2 gL of NaHCO3
3 gL of NaHCO3
B)
228
Figure 3-10 pH changes during EC with different sodium bicarbonate
concentrations (Current density = 10 mAcm2 working volume = 15
L cathode = stainless steel)
8
85
9
95
10
105
11
0 5 10 15 20
pH
Time (min)
1 gL of NaHCO3
2 gL of NaHCO3
3 gL of NaHCO3
229
Figure 3-11 Production magnesium hydroxides during EC process (0 5 10 15 20
and 30 minutes) for different NaHCO3 concentrations a) = no added
NaHCO3 b) = 1 gL c) = 2 gL and d) = 3 gL of NaHCO3
230
Figure 3-12 DCO changes during electrochemical treatment when different initial
bicarbonate concentrations (NaHCO3) were imposed (Current
density = 10 mAcm2 working volume = 15 L cathode = stainless
steel)
36 Conclusion
This study proved the feasibility of combined biofiltration and electrocoagulation
processes for the effective treatment of mature sanitary landfill leachate The biofiltration
process showed satisfactory result in terms of ammonia BOD5 turbidity and phosphorus
removal with removal percentages of 94 94 95 and gt 98 respectively However
the COD removal was low (asymp 13 on average) Electrocoagulation of bio-treated landfill
leaching using magnesium-based anode had enabled to reduce around 53 of the residual
100
150
200
250
300
350
400
450
500
550
600
0 5 10 15 20 25 30
CO
D (
mg
L)
Time (min)
1 gL of NaHCO3
2 gL of NaHCO3
3 gL of NaHCO3
231
COD and 85 of the true color by applying a current density of 10 mAcm2 and a
treatment time of 30 minutes A significant increase in pH was recorded after the EC
treatment The pH passed from 84 before treatment to 106 after 30 min of treatment It
has been demonstrated that the alkalinity has a negative impact on the effectiveness of
EC treatment With a current density of 10 mAcm2 and 20 minutes of treatment time the
COD removals were 52 41 and 27 in the presence of 10 20 and 30 gL of
NaHCO3 The presence of bicarbonates in the solution hampered the increase in pH so
that the precipitation of magnesium hydroxides could not took place to effectively
remove the organic pollutants
37 Aknowledgements
This research project was conducted in collaboration with the research institutes INRS
(Institut National de la Recherche Scientifique) and CRIQ (Centre de Recherche
Industrielle du Queacutebec) and the companies E2metrix and Gesterra It also received the
financial support of CRIBIQ (Consortium de Recherche et Innovations en Bioproceacutedeacutes
Industriels au Queacutebec) and MITACS (number 122677)
233
38 Reacutefeacuterences
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