Les filières classiques de traitement des lixiviats

Les procédés biologiques (aérobies ou anaérobies) sont principalement adaptés aux lixiviats biodégradables tandis que les procédés physico-chimiques (précipitation, coagulation/flocculation, adsorption, oxydation, stripping) sont préférentiellement utilisés pour des lixiviats stabilisés ou pour éliminer un polluant ciblé. Toutefois, compte tenu de la grande variabilité de la composition de ces effluents, ces procédés sont souvent complémentaires, les procédés physico-chimiques servant de prétraitement ou de traitement de fin.

De par leur charge polluante souvent importante, les lixiviats doivent subir un traitement d’épuration avant d’être rejetés vers le milieu naturel.

Les filières de traitement traditionnelles, qui dérivent du traitement des eaux usées, consistent généralement en une épuration biologique du lixiviat. En fonction de la qualité de l’effluent et des contraintes réglementaires locales, cette étape biologique a souvent été couplée à d’autres traitements physico-chimiques, spécifiques de la pollution présente. Dans certains centres, la gestion des lixiviats s’est longtemps réduite à l’envoi dans des stations d’épuration collectives d’eaux usées urbaines ou industrielles. Toutefois, ce mode de gestion n’est envisageable que dans le cas où celle-ci est apte à traiter les lixiviats dans de bonnes conditions et sans nuire à la dévolution des boues d’épuration. Parfois même, le traitement se réduisait à l’aspersion des lixiviats (ou recirculation) sur le massif de déchet. Il ne s’agit toutefois pas d’un traitement proprement dit et il ne peut être conseillé dans le cas des climats à forte pluviométrie. Les filières traditionnelles de traitement des lixiviats par voie biologique, ainsi que l’ensemble des traitements physico-chimiques qui y sont souvent associés, seront présentés. Les performances mais aussi les limitations de ces filières traditionnelles vis-à-vis des normes actuelles seront abordées. L’objectif de cet article est de proposer un état de l’art qui montre l’évolution des procédés de traitement des lixiviats au cours de ces dernières décennies. Les avantages et inconvénients de ces différentes filières seront discutés, ce qui permettra de dégager des outils de décision quant à la mise en place d’une filière de traitement adaptée à un lixiviat donné et à des contraintes réglementaires locales connues.

Les traitements par voie biologique

Le traitement par voie biologique est au cœur de la filière traditionnelle de traitement des lixiviats car il permet une élimination simultanée de la pollution organique et azotée. La biodégradation est réalisée par des micro-organismes qui vont dégrader les composés organiques soit sous forme de CO₂, avec production de boues, sous des conditions aérobies, soit sous forme de bio-

Tableau 1 : Classification des procédés biologiques artificiels de traitement des lixiviats

Boues activées :

• procédé classique (bassin d’aération + clarificateur),
• Réacteur Biologique Séquentiel (RBS)
• Bioréacteur à Membranes

Lit bactérien fixe ou fluidisé

1- Le procédé UASB repose sur la capacité des populations mixtes anaérobies à faire naturellement des granules relativement lourdes qui peuvent décanter facilement et qui contiennent les micro-organismes actifs. L'effluent traverse un lit de boues constitué en partie par des flocs de micro-organismes et par ces granules. En haut du réacteur, un décanteur intégré permet de recycler les boues qui seraient entraînées et de les maintenir dans le réacteur : gaz (mélange gazeux comprenant principalement du CO₂ et CH₄) sous des conditions anaérobies. Ce type de traitement est surtout applicable et efficace sur des lixiviats jeunes et non stabilisés : ceux-ci ayant leur charge organique principalement constituée d’acides carboxyliques parfaitement biodégradables. En revanche, dans le cas de lixiviats stabilisés, la présence majeure de composés réfractaires tend à limiter l’efficacité de la biodégradation. Les procédés biologiques peuvent être divisés en deux grands groupes : aérobie ou anaérobie, selon qu'il y ait ou pas présence d’oxygène. Parmi ces traitements biologiques, il existe des procédés biologiques naturels (lagunage) et contrôlés (boues activées, lits bactériens...). Il existe deux grandes catégories de procédés biologiques contrôlés : (i) les installations à « culture libre », dans lesquelles la culture bactérienne est maintenue en suspension dans le courant des effluents à traiter, (ii) les installations à « cultures fixées » où la culture bactérienne (appelée aussi « biofilm » ou « film biologique ») repose sur un support (plastique, milieu granulaire fin...). Leurs mises en œuvre technologiques sont énumérées et classifiées dans le tableau 1.

Les lagunes

Les lagunes sont un moyen efficace et peu onéreux d’épuration de la matière organique, minérale et pathogène des lixiviats et sont largement utilisées dans les pays en voie de développement du fait de leur rusticité, du peu de compétences techniques exigées et surtout des faibles coûts de fonctionnement et de maintenance engendrés. La pollution carbonée et azotée biodégradable est éliminée (tableau 2). Le lagunage peut contribuer à l’épuration des lixiviats fortement biodégradables grâce à la présence de larges surfaces d’adsorption sur des sédiments, des plantes ou encore des racines, à des interfaces aérobies-anaérobies ainsi qu’à une population microbienne active très variée. Les performances du traitement dépendent essentiellement du temps de séjour (20 à 30 jours) et de l’homogénéisation au sein de la lagune (transfert d’oxygène, contact bactéries/effluent). La variation de température et les surcharges hydrauliques peuvent constituer des facteurs perturbateurs de l’activité microbienne. Aussi, malgré ses coûts très attractifs, le lagunage ne permet pas de satisfaire aux normes de rejets. Par conséquent, le traitement par lagunage aéré peut être une solution de prétraitement recommandée avant rejet en station d’épuration ou encore en amont d’un traitement physico-chimique si bien évidemment la surface au sol disponible et le voisinage du CSDU le permettent.

Les procédés contrôlés aérobies et anaérobies

Le traitement par biomasse libre est actuellement le plus répandu pour l’épuration biologique des lixiviats. Le principe général du procédé de boues activées consiste à accélérer le processus d’oxydation naturelle de la matière organique et azotée qui intervient dans les milieux récepteurs. Le développement d’un floc bactérien est provoqué dans un bassin alimenté en effluent à traiter, brassé suffisamment pour éviter la décantation des flocs, et lui fournir du même coup l’oxygène nécessaire à la prolifération des micro-organismes. Le traitement biologique par biomasse libre se met donc en œuvre par la combinaison de trois dispositifs : un réacteur biologique où sera sélectionnée une biomasse apte à la décantation, un système d’aération fournissant l’oxygène nécessaire, et un ouvrage de séparation, essentiellement par décantation, où l'eau purifiée sera séparée de la biomasse formée. Le bassin d’aération peut également jouer le rôle de décanteur dans le cas de réacteurs biologiques séquentiels (RBS). Le tableau 3 propose une synthèse des performances d’épuration de tels procédés depuis 1980. L’efficacité de ce procédé vis-à-vis de l'abattement des composés organiques dépend principalement du caractère biodégradable du lixiviat. Pour un lixiviat jeune (DBO₅/DCO = 0,6), des rendements d’épuration en DCO supérieurs à 92 % sont atteints alors que pour un effluent moins biodégradable (DBO₅/DCO = 0,33), ces rendements sont seulement de 59 %. Les conditions de fonctionnement du procédé (température, temps de séjour hydraulique, âge de boue...) jouent également un rôle important. Dans des réacteurs classiques ou séquentiels, des abattements de DCO allant de 48 à 75 %, pour une température et un temps de séjour hydraulique variant respectivement de 5 à 45 °C et de 10 à 40 jours, ont été atteints. En ce qui concerne l’épuration des composés azotés, l'oxydation de l'ammoniaque par nitrification dans de tels procédés atteint généralement 90 % voire davantage, et permet d’atteindre des concentrations en sortie de traitement inférieures ou égales à 10 mg L⁻¹ en azote total.

Cependant, ces résultats ont été obtenus pour différents systèmes allant d'un procédé mono-étagé simple à un multi-étagés complexe, et pour lesquels divers temps de séjour hydraulique, âge de boue, et taux d’abattement en matière organique et azotée étaient appliqués. Les fluctuations [...]

Tableau 2 : Performance de l’épuration des lixiviats par lagunage

Des lixiviats d’une étude à une autre en sont d’ailleurs la raison principale et expliquent de telles diversités de traitement. Ces effluents peuvent afficher des concentrations en N-NH₄⁺ allant de 76 mg·L⁻¹ à 5618 mg·L⁻¹. Dans le cas de fortes concentrations en ammoniaque associées à d'importantes teneurs en composés organiques réfractaires et en substances toxiques, les procédés à boues activées ne suffisent plus. Certains auteurs ont donc fait appel à d'autres solutions comme notamment l'ajout de charbon actif en grain (CAG) dans le réacteur biologique. Le rôle de l'ajout de charbon actif est double car il crée un support qui assure la fixation de la biomasse et permet l’adsorption des composés réfractaires et des substances toxiques.

Des inconvénients majeurs liés à ce procédé de boues activées sont apparus et ont pu être soulignés par plusieurs auteurs :

• une mauvaise décantation des boues, qui entraîne une perte de biomasse, et la nécessité d’avoir des temps d’aération prolongés,
• une demande énergétique et une production de boue importantes,
• une inhibition importante des micro-organismes due aux fortes concentrations en ammonium et aux basses températures. À titre d’exemple, une baisse de température de 21 °C à 7 °C dans le réacteur à boues activées peut entraîner une perte d’efficacité de la nitrification de plus de 60 %.

Récemment, le recours à de nouveaux procédés biologiques à culture dite « fixée » a permis d’accroître sensiblement l’efficacité de traitement.

Dans les installations à culture « fixée », la culture bactérienne (appelée ici « biofilm » ou « film biologique ») repose sur un support (caillou, plastique, milieu granulaire fin). Il existe deux types de lits bactériens :

• les lits fixes, dans le cas où le support est statique (à flux ascendant ou flux descendant),
• les lits fluidisés ou circulants, lorsque le support est mis en suspension par la circulation de l'effluent.

Une synthèse des conditions opératoires et des performances de traitement est présentée dans le tableau 4. Ces lits bactériens doivent leur utilisation au fait que les micro-organismes changent leurs propriétés lorsqu’ils s’agencent en biofilm : ils deviennent plus résistants aux fluctuations des paramètres environnementaux, comme la température, ainsi qu’aux substances toxiques, et ils décantent beaucoup plus efficacement que pour un procédé à boues activées. Ces procédés se révèlent également très efficaces dès lors que l'effluent à épurer présente de fortes teneurs en azote ammoniacal. Les bactéries responsables de la nitrification sont moins vulnérables aux variations de température, de pH et à la présence de substances toxiques. À titre d’exemple, une baisse de température de 20 à 5 °C dans un lit bactérien fixe entraîne une diminution du taux de nitrification de 6,2 g N-NH₄⁺·m⁻²·h⁻¹ à 4,8 g N-NH₄⁺·m⁻²·h⁻¹, soit une perte d’efficacité de seulement 23 %. Toutefois, quelques inconvénients pour ces procédés apparaissent comme le coût supplémentaire du support solide, qui représente une part importante du coût total de l’installation et la nécessité de maintenir une forte teneur en oxygène dissous dans les lits fluidisés, afin d’assurer un taux de nitrification optimal. Enfin, il reste à souligner le problème de dénitrification associé au traitement des lixiviats par procédé biologique. Dans le cas particulier de ces effluents, un rapport trop faible entre le carbone biologiquement assimilable et l’azote explique la présence des formes oxydées NO₃⁻ et NO₂⁻, à des concentrations pouvant atteindre plusieurs centaines de milligrammes par litre.

Les traitements anaérobies mettent en œuvre des processus similaires à ceux qui règnent à l’intérieur du massif de déchets et permettent donc d’achever le cycle de dégradation anaérobie des lixiviats. Ils se révèlent particulièrement adaptés à des lixiviats jeunes, caractérisés par de fortes teneurs en matières organiques riches en composés facilement biodégradables tels que des AGV, des alcools, des aldéhydes. Le traitement des lixiviats par procédés biologiques anaérobies a été examiné sur des technologies similaires à celles utilisées en épuration des eaux résiduaires mais également sur des systèmes plus spécifiques (cf. tableau 1). Le tableau 5 reprend les principaux résultats obtenus sur ces différents procédés de 1980 à nos jours. La littérature récente indique que les systèmes anaérobies permettent d’éliminer en moyenne 70 à 80 % de la DCO et environ 90 % de la DBO₅ des lixiviats. Tous les résultats semblent plutôt comparables, les sources de variation provenant davantage de la fluctuation de l'effluent et des conditions opératoires (température, pH et taux d'abattement de la matière organique) que du type de réacteur. Au cours des dernières décennies, l’introduction des systèmes dits à « taux d’abattement élevés », tels que les lits fluidisés ou encore les réacteurs du type UASB, permet de penser à un avenir prometteur pour les procédés anaérobies. Ce système permet de dégrader 6,8 kg DCO·m⁻³·j⁻¹, contre 1,27 kg DCO·m⁻³·j⁻¹ pour un digesteur classique. De même, ils offrent des coûts de fonctionnement réduits, permettent d’achever la dénitrification plus rapidement et, contrairement aux procédés aérobies, produisent très peu de boues. Cependant, ces systèmes présentent aussi des inconvénients qui doivent être pris en compte.

Tableau 5 : Performances des différents réacteurs anaérobies

Considérations lors du traitement des lixiviats :

- diminution de l’efficacité du traitement lorsque le processus de méthanogenèse débute dans le massif de déchet. Par conséquent, lorsqu’il devient prédominant, le traitement doit être nécessairement orienté vers un procédé aérobie ;

- de tels systèmes sont hautement vulnérables aux variations de température et de pH, ainsi qu’aux substances toxiques.

Pour résumer, le tableau 6 permet d’établir une rapide confrontation des atouts et des limitations des systèmes anaérobies vis-à-vis des processus aérobies.

Tableau 6 : Confrontation des systèmes anaérobies aux procédés aérobies

Avantages

* pas d’équipement d’aération (économie d’énergie)

* moins de boues à disposer (2 à 5 fois moins qu’en aérobie)

* traitement de fortes charges en DCO (3 à 10 g L⁻¹)

* production de méthane pour fourniture d’énergie

* le procédé réduit fortement les pathogènes

Inconvénients

* temps de séjour important (gros volume de réacteur requis)

* mauvaises odeurs (H₂S, mercaptans)

* températures élevées requises (35 °C)

* sédimentation de la biomasse anaérobie plus difficile que celle des boues activées

* opération plus sensible aux chocs (charge, pH)

* pour une bonne épuration, nécessité d’un traitement aérobie ultérieur

* risque inhérent au biogaz (incendie, explosion)

Procédés physico-chimiques

Le traitement physico-chimique par coagulation-floculation est généralement suivi d’une séparation eau-boue, soit par flottation, soit par décantation. Dans le cas des lixiviats de CSDU, l’application de ce procédé permet d’éliminer la matière organique colloïdale, les MES et les éléments métalliques, impactant alors la DCO mais aussi la couleur et la turbidité. Le procédé semble également plus efficace sur des lixiviats stabilisés avec des faibles DBO₅ (< 300-500 mg O₂ L⁻¹) et des rapports DBO₅/DCO inférieurs à 0,1. Il est largement utilisé comme prétraitement d’un système biologique ou d’une étape d’osmose inverse, mais peut aussi servir de traitement de finition afin d’éliminer la matière organique non biodégradable résiduelle.

Le tableau 7, résumant les principales études menées sur la coagulation-floculation de lixiviats, montre que l’abattement de la DCO est en moyenne de 10 à 25 % pour des lixiviats jeunes, et plus de 50 % pour des lixiviats ayant un faible rapport DBO₅/DCO (lixiviats stabilisés ou prétraités biologiquement). Ainsi, 59 à 73 % des composés organiques ayant un poids moléculaire supérieur à 500 g mol⁻¹ sont retenus, contrairement aux plus petites molécules qui restent nettement moins affectées par ce traitement (seulement 18 % éliminées). Les sels d’aluminium et de fer sont les plus utilisés comme coagulants. De manière générale, les sels de fer paraissent plus efficaces que ceux d’aluminium ou de chaux. Les études menées récemment montrent que des taux d’abattement en DCO supérieurs à 70 % ont été atteints avec des sels ferriques, alors que l’effet d’un ajout de sels d’aluminium ou de chaux se montre plus modéré (seulement 10 à 40 % de la DCO éliminée). Par contre, l’ajout de floculants anioniques, cationiques ou non ioniques n’améliore en rien la décantation, ni même l’efficacité du procédé en termes d’élimination de la turbidité. Souvent, les paramètres optimaux sont des concentrations de Fe³⁺ ou Al³⁺ comprises entre 0,25 et 0,5 g L⁻¹, et un pH de floculation de 4,5-4,8.

Tableau 7 : Coagulation-floculation de lixiviats de CSDU

Tableau 8 : Précipitation chimique pour le traitement des lixiviats

sels de fer et de 5-5,5 pour des sels d’aluminium. Certains inconvénients inhérents à cette technique ont été identifiés comme la production d’un volume important de boues qu’il est nécessaire de faire traiter ou l’augmentation de la concentration en aluminium ou en fer de la phase liquide.

Précipitation chimique

Sur le même principe que celui de la coagulation/floculation, la précipitation consiste à ajouter aux lixiviats un réactif destiné à faire précipiter certains composés indésirables, pouvant être éliminés par décantation ou flottation. Les réactifs les plus utilisés restent :

• – la chaux Ca(OH)₂ qui permet de précipiter les métaux sous forme d’hydroxydes, ainsi que la partie à haut poids moléculaire de la matière organique,
• – un mélange de chlorure de magnésium (MgCl₂·6H₂O) et de di-sodium hydrogénophosphate (Na₂HPO₄·12H₂O) pour précipiter l’ammonium sous forme de struvite (phosphate ammoniaco-magnésien).

Le tableau 8 présente une synthèse des rendements épuratoires. Les études mettant en œuvre une précipitation à la chaux montrent des taux d’abattement de DCO d’environ 25 % pour des concentrations en chaux allant de 0,45 à 1,35 g L⁻¹. La précipitation de la struvite a été utilisée comme étape de pré-traitement, notamment de procédés biologiques, pour des lixiviats fortement chargés en azote ammoniacal (responsable de l’inhibition de l’activité microbienne). La concentration en ammonium est ainsi réduite de 5 600 à 110 mg L⁻¹ en 15 minutes.

Procédé d’adsorption

L’une des raisons principales qui a motivé l’application de l’adsorption au traitement des lixiviats de CSDU est son critère de non-sélectivité vis-à-vis des composés organiques. Ainsi, les substances biodégradables et non biodégradables sont éliminées comme par exemple les substances humiques et les composés halogénés.

Les AOX peuvent être abattus jusqu’à moins de 1 mg L⁻¹. Ce procédé permet également d’abattre de manière très satisfaisante les composés responsables de la coloration de l’effluent. Le charbon actif en poudre (CAP) ou en grain (CAG) est l’adsorbant le plus communément utilisé. L’adsorption sur du carbone permet d’éliminer en moyenne 50 à 90 % de la DCO et de l’azote suivant les lixiviats. Le tableau 9 montre quelques exemples. D’autres matériaux, comme la zéolithe, le carbonate de calcium ou encore la tourbe, ont été testés comme adsorbant et fournissent des performances semblables à celles du carbone activé. L’adsorption est souvent combinée avec un traitement biologique. Dans de tels cas, le charbon actif joue alors un double rôle d’adsorbant et de support pour les micro-organismes. Grâce à ce couplage de procédés, il est possible d’éliminer 50 à 70 % de la DCO et de l’azote ammoniacal.

Ce type de couplage est d’ailleurs utilisé à l’échelle industrielle sur les sites allemands de Golstar et Göttingen ; les étapes successives de traitement biologique puis d’ultrafiltration du lixiviat se révélant insuffisantes au niveau de l’élimination des composés organiques réfractaires puis des AOX, une étape finale d’adsorption sur charbon actif s’avère nécessaire pour compléter l’épuration et ainsi satisfaire aux normes de rejets. Notons que l’adsorption sur charbon actif peut être utilisée pour le traitement des rétentats provenant d’un traitement par osmose inverse ou par nanofiltration. Les composés organiques concentrés (mais aussi les AOX) peuvent alors être retenus sur des lits de charbon actif, évitant ainsi une étape très coûteuse d’évaporation ou de séchage.

Procédé d’oxydation chimique

Parmi les traitements chimiques appliqués aux lixiviats de CSDU, les procédés d’oxydation avancée jouent un rôle majeur, du fait de leur fort potentiel d’oxydation et de leur faible sélectivité vis-à-vis des composés organiques. Ils s’avèrent particulièrement adaptés aux effluents fortement chargés en composés organiques réfractaires à l’épuration biologique.

Généralement, ils sont divisés en deux groupes : les procédés d’oxydation chimique et les procédés d’oxydation photochimique (mettant en œuvre une photolyse). Le tableau 10 propose une liste des principaux procédés d’oxydation parfaitement adaptés aux lixiviats stabilisés car ils permettent d’oxyder les substances organiques à leur plus haut degré d’oxydation stable, à savoir en dioxyde de carbone et en eau (minéralisation complète).

Tableau 9 : Traitement des lixiviats par adsorption

Tableau 10 : Principaux procédés d’oxydation chimique et photochimique

Oxydation chimique

• Ozone (O₃)
• O₃ + peroxyde d’hydrogène H₂O₂
• Réaction de Fenton (H₂O₂ + Fe²⁺)

Oxydation photochimique

• O₃ + irradiation aux ultraviolets (UV)
• H₂O₂ + UV
• Réaction Photo-Fenton (H₂O₂ + Fe²⁺ + UV)
• Photocatalyse

L’ozonation des composés organiques, réalisée en milieu fortement acide, est caractérisée par l’apparition de réactions en chaîne qui entraînent la formation de radicaux hydroxyles OH∙. La présence de fortes teneurs en carbonates peut toutefois perturber l’efficacité de la dégradation, du fait de leur grande consommation en radicaux libres.

Pour des lixiviats caractérisés par des DCO allant de 151 à 14 600 mg L⁻¹, les doses sont comprises entre 0,11 et 3,5 kg⁻¹ O₃. Ces doses permettent des éliminations de la DCO pouvant atteindre 80 % comme le montre le tableau 11. L’ozonation combinée à une photolyse est un procédé qui s’avère également prometteur et qui a déjà fourni des résultats favorables.

Des abattements de DCO de 63 % ont pu être atteints, pour une dose de 3,5 kg⁻¹ O₃. Cette méthode offre aussi la possibilité de descendre à des concentrations inférieures à 60 mg L⁻¹ de DCO et 70 µg L⁻¹ d’AOX. 100 % des composés phénoliques, 23 à 96 % des hydrocarbures, mais aussi 74 % des dioxines et furanes ont été éliminés.

L’utilisation du peroxyde d’hydrogène est également possible (tableau 12). D’ailleurs, combinée à une photolyse sur des effluents biologiquement pré-traités, l’oxydation au H₂O₂ a permis d’atteindre des rendements d’épuration en DCO proches de 100 %. De même, la combinaison H₂O₂ + O₃ (avec des rapports H₂O₂/O₃ compris entre 0,3 et 1,5 kg⁻¹ H₂O₂/ozone) a montré d’excellentes performances. Des rendements d’élimination de la matière organique au-delà de 90 % ont souvent été recensés.

L’efficacité de l’oxydation photochimique dépend essentiellement de l’énergie émise par les radiations. La consommation énergétique est de l’ordre de 400-700 kWh kg⁻¹ DCO traitée pour des lampes haute pression, seules lampes à pouvoir être utilisées d’un point de vue technique pour l’oxydation des lixiviats, ce qui représente alors un inconvénient majeur à l’utilisation de la photocatalyse au niveau industriel.

Généralement, ces procédés d’oxydation chimique sont appliqués en aval d’un traitement biologique, qui a, au préalable, éliminé l’azote et les composés organiques biodégradables. Le rôle majeur de l’oxydation est alors d’abattre la matière organique réfractaire (en particulier les substances humiques). Cependant, de nombreuses limitations rendent l’exploitation industrielle de ces procédés difficile, comme il est décrit dans le tableau 13. Certains de ces inconvénients ont été éliminés récemment en améliorant la technologie des réacteurs soit en séparant la source lumineuse UV de la phase réactionnelle, soit en insérant des lits catalytiques qui permettent d’accélérer la minéralisation des composés organiques adsorbés grâce aux radicaux produits à la surface du catalyseur.

L’oxydation de Fenton, assistée ou non par photolyse, consiste à faire réagir du peroxyde d’hydrogène avec du sulfate de fer, en milieu acide, pour générer des radicaux libres OH∙. L’utilisation du réactif de Fenton permet de s’attaquer à de nombreuses molécules organiques présentes dans les lixiviats. Les doses de sulfate de fer et de H₂O₂ sont à ajuster pour chaque effluent. Les rapports massiques H₂O₂/Fe²⁺ peuvent généralement s’étendre de 1/1 à 10/1. Des pH de 3-3,5 sont recommandés pour éviter la domination du phénomène de coagulation sur le procédé d’oxydation. Comme le montre le tableau 14, des taux d’abattements en DCO de 60 à 78 % peuvent être atteints. Cette efficacité dépend, entre autres, du poids moléculaire des molécules.

Tableau 11 : Efficacité des procédés d’oxydation chimique utilisant l’ozone

Tableau 12 : Efficacité des procédés d’oxydation chimique utilisant le peroxyde d’hydrogène

Qualité moyenne du lixiviat

Conditions opératoires

H₂O₂/O₂

H₂O₂/UV

Performance

Rendement d’épuration en DCO (%)95 – 92 – 92 – 97 – 70 – 40 – 93 – 80 – 22 – 99 – 90 – 85 – 57 – 59

Les molécules organiques concernées par l’oxydation. Plus les composés ont des poids moléculaires importants et plus l’efficacité de la réaction de Fenton est marquée. Le procédé Fenton permet d’abattre 72-89 % des molécules ayant un poids moléculaire supérieur à 500 g·mol⁻¹ et 43 % pour des poids inférieurs. La combinaison de la réaction de Fenton avec une photolyse, appelée procédé photo-Fenton, a été également appliquée sur des lixiviats. Le recours à une source d’irradiation UV à plusieurs longueurs d’ondes permet d’accroître sensiblement le taux d’oxydation. Pour des longueurs d’ondes inférieures à 300 nm, le phénomène d’extra-photolyse du H₂O₂ permet d’une part de générer davantage de radicaux, mais aussi d’opérer une photolyse directe des composés organiques. En revanche, des longueurs d’ondes supérieures à 300 nm autorisent la régénération des ions ferreux. Les performances sont alors accrues par rapport à la réaction de Fenton traditionnelle (tableau 14). Ce système possède toutefois quelques limitations : les radicaux libres peuvent être désactivés en réagissant avec les carbonates présents dans l’effluent et un excès d’ions ferreux peut entraîner une augmentation de la turbidité et ainsi réduire la pénétration des radiations lumineuses dans le lixiviat, synonyme de perte d’efficacité de l’oxydation.

Photocatalyse hétérogène

La photocatalyse hétérogène est apparue dans les années 1970. Ce procédé consiste à irradier, naturellement par le soleil ou artificiellement par lampe, un semi-conducteur (ou catalyseur). Ce matériau subit une excitation qui permet à un électron de la bande de valence d’être éjecté dans la bande de conduction (e⁻CB) suivant la réaction suivante :

hv
Semi-conducteur → e⁻CB + h⁺VB
OH⁻ads + h⁺VB → OH·ads

Le trou h⁺VB formé peut réagir avec un groupement hydroxyle adsorbé à la surface du semi-conducteur pour former des radicaux OH· très oxydants. Le catalyseur le plus populaire est le dioxyde de titane. L’élimination de la DCO peut atteindre 50 % dans des conditions optimales, mais certains obstacles restent à franchir, comme la couleur noire des lixiviats qui rend difficile la pénétration de la lumière dans le système réactionnel, ou encore les sels minéraux et le pH qui peuvent influencer les performances. En effet, en milieu basique, les carbonates peuvent désactiver les radicaux libres et promouvoir l’adhésion de la matière organique sur la surface du catalyseur. Aussi, certains anions, comme les chlorures ou les sulfates, peuvent réagir avec les radicaux hydroxyles pour former de nouveaux radicaux beaucoup moins réactifs.

Procédé de stripping

Du fait de son efficacité, le stripping à l’air est un procédé destiné à éliminer des fortes teneurs en ammoniaque dans les lixiviats. Il est habituellement utilisé en prétraitement d’un procédé biologique afin d’éviter l’inhibition des micro-organismes due à la présence de fortes teneurs en ammoniaque dans l’effluent. Même si cette opération s’avère efficace, elle doit toutefois être menée en milieu fortement basique et la phase gazeuse contaminée doit être traitée soit à l’acide chlorhydrique, soit à l’acide sulfurique. Le tableau 15 résume les principales applications aux lixiviats. L’efficacité du procédé dépend essentiellement du temps de contact entre l’air et l’effluent.

Tableau 14 : Performance de l’oxydation par le procédé Fenton et photo-Fenton

Temps de stripping de plusieurs jours, des rendements d’élimination de 99,5 % ont été atteints. Cependant, ce procédé connaît plusieurs inconvénients tels que :

- le lavage du gaz sortant pour éviter l’impact néfaste pour l’environnement d’un rejet de NH₃ à l’atmosphère ;

- l’entartrage de la tour de stripping lorsque le pH de l’effluent est ajusté à la chaux ;

- la nécessité d’ajuster le pH de l’effluent de sortie ;

- efficacité sur l’ammoniaque uniquement.

Conclusion

Cette étude présente les principaux traitements « classiques » des lixiviats [1]. De par leur charge polluante importante, les lixiviats doivent subir un traitement d’épuration avant d’être rejetés vers le milieu naturel. Les premières filières de traitement des lixiviats, fortement inspirées du traitement des eaux usées, ont longtemps consisté en une épuration biologique du lixiviat.

Qu’elle soit aérobie (lagunage, boues activées, lits bactériens fixes ou fluidisés) ou anaérobie (digesteur conventionnel, procédé UASB), cette dégradation biologique s’avère très efficace pour éliminer la pollution carbonée (DCO, DBO₅) et azotée (NH₄⁺) des lixiviats jeunes et donc fortement biodégradables. En revanche, ces procédés biologiques perdent en efficacité dès lors que le lixiviat se stabilise et/ou vieillit. La forte concentration en azote ammoniacal enregistrée dans ces effluents est une source d’inhibition importante de l’activité des microorganismes, synonyme de perte d’efficacité de la dégradation biologique.

Ces procédés sont également hautement vulnérables aux variations de température et de pH, ainsi qu’aux substances toxiques. Devant ces limitations, l’étape biologique a souvent été couplée à des traitements physico-chimiques, spécifiques de la pollution présente tels qu’une oxydation chimique, une adsorption sur charbon actif, une coagulation-floculation-décantation ou une précipitation chimique. La majorité des traitements physico-chimiques utilisés pour l’épuration des lixiviats intervient en tant que pré-traitement ou étape de finition pour compléter la filière de traitement traditionnelle, ou pour éliminer un polluant spécifique (ex. : le stripping pour l’azote ammoniacal…).

Ces traitements permettent d’éliminer efficacement les composés organiques réfractaires à l’épuration biologique, et plus spécifiquement les matières colloïdales par coagulation-floculation-décantation, les composés organohalogénés (AOX) par adsorption sur charbon actif, et les molécules à hauts poids moléculaires par précipitation chimique à la chaux. Des composés comme l’ammonium peuvent être éliminés par différents procédés : soit par stripping, sous forme d’ammoniaque gazeux, soit par précipitation chimique.

Tableau 15 : Efficacité du procédé de stripping de l’ammoniaque présent dans des lixiviats

[1] Rémond-S. – Couplage de procédés pour le traitement des lixiviats, Thèse de l’Université Paul Cézanne, Aix-Marseille (2007).