Comportement à la lixiviation de cendres d’UIOM étudié à ...infoterre.brgm.fr/rapports/RP-54440-FR.pdf · Comportement à la lixiviation de Projet LIMULE - cendres d’UIOM

Projet LIMULE - Comportement à la lixiviation de

cendres d’UIOM étudié à plusieurs échelles -

Rapport de synthèse

Rapport finalBRGM/RP 54440 - FR

Janvier 2006

Projet LIMULE -Comportement à la lixiviation de

cendres d'UIOM étudié àplusieurs échelles -

Rapport de synthèse

BRGM/RP 54440 - FRJanvier 2006

D. Guyonnet, F. Bodénan, G. Brons-Laot, A. Burnol,M. Crest, J. Méhu, P. Moszkowicz,

P. Piantone, J.-F. Thomassin

avec la collaboration de : P. Gallé, M . Gamet, M.Abdelghafour et le Service MMA

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Ph. FREYSSINET

Le système de management de la qualité du BRGM est certifié AFAQ ISO 9001:2000

A D E M E

LIMULE – Lixiviation Multi-Echelles – Rapport de Synthèse

Mots clés : LIMULE, Lixiviation, Déchets, Cendres, Chrome En bibliographie, ce rapport sera cité de la façon suivante : Guyonnet, D., Bodénan, F., Brons-Laot, G., Burnol, A., Crest, M., Méhu, J., Moszkowicz, P., Piantone, P., Thomassin, J.-F. (2006) : Projet LIMULE – Comportement à la lixiviation de cendres d’UIOM étudié à plusieurs échelles. Rapport de Synthèse. Rapport BRGM/RP 54440 - FR. © BRGM, 2004, ce document ne peut être reproduit en totalité ou en partie sans l’autorisation expresse du BRGM.

2 Rapport BRGM RP 54440 FR


Sommaire

1. Introduction .................................................................................................. 5

2. Méthodologie................................................................................................ 7

3. Principaux résultats................................................................................... 11

3.1. CARACTERISATION PHYSICO-CHIMIQUE DU DECHET AVANT LIXIVIATION ............... 11 3.1.1. Masse volumique, densité, surface spécifique ............................................... 11 3.1.2. Composition chimique globale........................................................................ 11 3.1.3. Phases majeures et fraction amorphe ............................................................ 12

3.2. CARACTERISATION DU DECHET APRES LIXIVIATION.................................................... 13

3.3. ESSAI DE LIXIVIATION À L/S 10 .......................................................................................... 13

3.4. EVOLUTIONS CHIMIQUES OBSERVEES SUR LA GRANDE COLONNE EN FONCTION DU TEMPS ................................................................................................................................... 15

4. Interprétation et extrapolation entre échelles.......................................... 19

4.1. EXTRAPOLATION PAR LE BIAIS DU RATIO L/S ................................................................ 19 4.1.1. Introduction ..................................................................................................... 19 4.1.2. Comparaison entre les différentes expérimentations ..................................... 19 4.1.3. Conclusions de la comparaison en fonction du ratio L/S................................ 21

4.2. EXTRAPOLATION PAR LA MODELISATION....................................................................... 22 4.2.1. Introduction ..................................................................................................... 22 4.2.2. Le modèle de décroissance exponentielle (réacteur parfaitement agité) ....... 22 4.2.3. Modèle de réacteurs en cascade (R.O.P.A.) .................................................. 23 4.2.4. Modélisation couplée chimie-transport ........................................................... 27

5. Discussion et conclusions........................................................................ 35

5.1. POSSIBILITES ET LIMITES DU RATIO L/S ET DE L’ESSAI EN LABORATOIRE .............. 35

5.2. MODELISATION DU « TERME SOURCE » : OUTILS D’AIDE A LA COMPREHENSION DU SYSTEME OU/ET OUTILS PREDICTIFS ? .......................................................................... 36

5.3. RECOMMANDATIONS ET PERSPECTIVES ....................................................................... 38 Remerciements

Rapport BRGM RP 54440 FR 3



LIMULE – Lixiviation Multi-Echelles –rapport de Synthèse

1. Introduction

Ce rapport constitue une synthèse du rapport final du projet LIMULE : Guyonnet, D., Bodénan, F., Brons-Laot, G., Burnol, A., Crest, M., Méhu, J., Moszkowicz, P., Piantone, P., Thomassin, J.-F. (2005) : Projet LIMULE – Comportement à la lixiviation de cendres d’UIOM étudié à plusieurs échelles. Rapport final BRGM/RP 54322 - FR. Seuls les principaux résultats sont présentés ; à savoir ceux permettant d’illustrer les principales conclusions du projet (pour les réféfences citées ici, voir le rapport précité). Aujourd’hui, l’acceptabilité d’un mode de gestion des déchets est souvent évaluée sur la base, notamment, d’une prévision des éventuels impacts de cette gestion sur l’homme ou l’environnement. L’impact potentiel est estimé à l’aide de modèles qui simulent le transfert et le devenir de polluants dans les différents compartiments du milieu naturel (eau, air, sol), et/ou l’exposition de cibles vulnérables aux polluants présents dans ces différents compartiments. Pour ce qui concerne le compartiment sol et eaux souterraines, une information essentielle pour toute prévision de l’impact des déchets est une connaissance de ce que l’on appelle le « terme source ». Le terme source détermine, pour un déchet donné et un scénario de percolation donné, comment les concentrations en éléments polluants, mobilisés à partir du déchet, évoluent dans le temps (voir AFNOR, 1998). Si le terme source est connu, il peut être couplé à un modèle de calcul du devenir et du transfert dans le sous-sol afin de calculer un impact potentiel sur le milieu. Trop souvent, les évaluations des risques d’impact sur les sols ou les eaux s’appuient sur des hypothèses simplistes de concentrations émises constantes, estimées sur la base notamment de limites de solubilité dans l’eau. Mais ces hypothèses ne tiennent pas compte de la nature transitoire de la mobilisation des solutés à partir du déchet, ni du caractère fini du potentiel mobilisable. Elles peuvent donc avoir un effet exagérément majorant sur l’appréciation du risque. Pour appréhender ce terme source, différents essais en laboratoire ont été définis. Il y a bien sûr les essais de lixiviation dits « batch » (CEN, 2002a), réalisés par simple mélange du déchet (la source) avec le solvant (l’eau). Mais si ces essais apportent des informations utiles sur la masse cumulée de soluté pouvant être mobilisée à partir du déchet, ils ne permettent pas de décrire le terme source proprement dit, car ce sont des essais statiques qui ne tiennent pas compte de l’écoulement de l’eau au sein du déchet. A l’heure actuelle, c’est le test de percolation ascendante (CEN, 2002b) qui est généralement considéré comme le plus représentatif du terme source pour des déchets placés en scénario percolant. Ce test consiste à faire percoler de l’eau déminéralisée au travers d’une colonne de déchet d’environ 30 cm de hauteur, à une certaine vitesse et à mesurer l’évolution des concentrations dans l’eau recueillie en sortie de colonne. Mais une question qui se pose est de savoir quelle est la représentativité d’un essai réalisé en colonne de laboratoire, à l’échelle de quelques dizaines de centimètres, par rapport à la mobilisation de solutés dans une colonne de déchet de plus grande dimension et pour d’autres vitesses ou conditions d’écoulement (saturé / non-saturé) ? Cette question a trait à l’exploitation de l’essai de percolation en laboratoire en vue d’une estimation du

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comportement du déchet en scénario percolant en vraie grandeur et en situation réelle d’exposition. C’est l’objectif du projet LIMULE (Lixiviation Multi-Echelles), que d’examiner l’effet du changement d’échelle et de régime hydraulique sur la mobilisation de solutés à partir d’un déchet. L’objectif pratique du projet est de fournir des recommandations concernant l’utilisation des résultats des essais de percolation en laboratoire pour prévoir le comportement du terme source à d’autres échelles (et notamment en grandeur réelle) et pour d’autres scénarios percolants. Le projet aborde notamment les questions suivantes :

- Comment interpréter les résultats des essais en colonne et quelles en sont les limites en terme d’extrapolation de la taille du système ?

- Quelle est la pertinence des résultats vis-à-vis de l’utilisation qui en est faite (détermination de cinétiques de relargage d’éléments, comparaison à des seuils de mise en décharge, etc.) ? Notamment, comment exploiter les résultats des essais en colonne dans le cadre des évaluations du comportement en grandeur réelle pour des scénarios donnés ?

- Un changement de régime hydraulique aura-t-il une influence sur le comportement chimique ?

- Quelle est l’échelle minimale d’observation permettant d’obtenir des conditions représentatives des conditions réelles ?

A noter que ce projet a été réalisé dans le cadre d’un partenariat ADEME - BRGM - INSA/LAEPSI-POLDEN.



2. Méthodologie

La méthodologie appliquée s’inscrit dans le cadre de la norme ENV 12920 « Méthodologie pour la détermination du comportement à la lixiviation d’un déchet dans des conditions spécifiées » (AFNOR, 1998). Les principales étapes de cette norme sont rappelées ci-après :

1) définition du problème et de la solution recherchée,

2) description du scénario,

3) description du déchet,

4) détermination de l’influence de paramètres sur le relargage,

5) modélisation du comportement à la lixiviation,

6) validation du modèle comportemental,

7) conclusions,

8) rapport d’étude. En particulier, le projet LIMULE vise à clarifier le passage entre les étapes 3), 4) et 5) : comment exploiter les informations issues de la caractérisation du déchet, en vue d’obtenir une prévision du comportement qui soit pertinente pour le scénario percolant considéré ? La caractérisation du déchet inclut sa caractérisation physico-chimique et minéralogique ainsi que son comportement à la lixiviation ; en « batch » tout d’abord (avec notamment l’essai de lixiviation normalisé), mais aussi en situation de percolation dynamique à l’échelle du laboratoire (essai normalisé de percolation ascendante). Pour ce qui concerne les expérimentations de lixiviation en conditions dynamiques, on a cherché à tester des situations contrastées en termes d’échelle et de vitesse d’écoulement, avec toutefois les contraintes liées à la durée de l’étude. Concernant l’interprétation des résultats et en particulier l’extrapolation entre les différentes échelles d’expérimentation, elle est abordée à l’aide de deux approches : une approche directe avec le ratio liquide sur solide (L/S) et une approche par modélisation. Différentes méthodes de modélisation sont testées, de niveaux de complexité divers. A noter que la complexité du modèle n’est pas recherchée comme une fin en soi. En accord avec le principe de parcimonie, principe selon lequel un modèle plus simple permettant de rendre compte de l’observation doit être préféré à un modèle plus complexe, la question qui se pose est de savoir quel degré de description du système doit atteindre le modèle pour être capable, d’une part, de rendre compte de l’observation et, d’autre part, de permettre une extrapolation (prévision) pertinente ? Les méthodes de modélisation mises en oeuvre sont :

- le modèle de décroissance exponentielle (réacteur parfaitement agité à dilution continue),

- un modèle de transfert convectif-dispersif uni-dimensionnel, prenant en compte une dissolution de soluté par le biais d’une réaction cinétique de premier ordre,

- un modèle de réacteurs en cascade (modèle LAEPSI/POLDEN),

- la modélisation couplée chimie-transport à l’aide du code PHREEQC (Parkhurst et Appelo, 1999).


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Le déchet étudié dans le cadre du projet LIMULE est une cendre sous chaudière d’Usine d’Incinération des Ordures Ménagères (UIOM). L’UIOM qui produit ces cendres est un incinérateur à lit fluidisé rotatif, situé à Gien dans le Loiret. Cette cendre sous chaudière a été sélectionnée en raison principalement de sa granulométrie qui se rapproche de celle d’un sable (à noter que la cendre contient également une part non négligeable de fines associées au ramonage des cheminées). Compte tenu des objectifs scientifiques du projet LIMULE, il était indispensable que le matériau permette un bon écoulement de l’eau, sans risques de colmatage comme c’eut été à craindre notamment avec un REFIOM (Résidu d’Epuration des Fumées d’Incinération des Ordures Ménagères), dont la granulométrie est beaucoup plus fine. Pour limiter les effets de prise au contact de l’eau, les cendres ont été mélangées, à proportions égales, avec un sable de Loire lavé (0.1 - 1 mm) dont la fraction < 80 μm représente moins de 1% du matériau. Trente tonnes de mélange ont ainsi été constituées. Vingt tonnes ont été expédiées en big-bags par camion à la plateforme EEDEMS à Lyon, pour les expérimentations en casiers lysimétriques. Le déchet a fait l’objet : - d’une caractérisation physico-chimique afin d’obtenir certaines caractéristiques qui vont

influencer son comportement à la lixiviation. Il s’agît notamment de paramètres physiques comme la granulométrie, la densité, la porosité, etc., mais également sa composition minéralogique et notamment l’identification des phases minérales pouvant contrôler l’émission d’éléments potentiellement polluants.

- d’une analyse chimique globale afin de déterminer les éléments majeurs (Ca, Si, Al, Fe, K, Mg, Mn, Na, P, Si, Ti), les éléments traces (Ag, As, B, Ba, Be, Ce, Cd, Co, Cr, Cu, La, Li, Mo, Ni, Pb, Sb, Sn, Sr, V, W, Y, Zn, Zr). Le chrome Cr(VI) a également été dosé dans le solide.

- d’une microcaractérisation : observation des échantllons bruts (microscope optique, microscope électronique à balayage ou MEB) et en lame minces polies (MEB, microsonde électronique) après inclusion dans une résine époxy et polissage. Après fractionnement à sec des cendres, chaque fraction a été observée sous loupe binoculaire puis contrôlée par MEB+EDS. La microsonde électronique (Cameca SX50) a ensuite été utilisée pour réaliser des microcartographies élémentaires des éléments Ca, K, Na, Si, Fe, P, Al, Cu, Pb et Zn et acquérir des analyses chimiques quantitatives ponctuelles par WDS (spectrométrie à dispersion de longueur d’onde).

- d’essais de lixiviation en conditions statiques (« Batch ») à un ratio liquide sur solide (L/S) de 10, suivant la norme (CEN, 2002a).

- d’un essai de fraction maximale mobilisable (FMM). L'objectif de cet essai est d'aboutir à une estimation du maximum extractible pour une espèce donnée, dans des conditions physico-chimiques imposées. Tandis que l’analyse chimique globale fournit une information relative à la quantité d’un élément donné présente dans le matériau, cette quantité n’est pas nécessairement lixiviable. L’information fournie par l’essai FMM, essai effectué pour un ratio L/S très important (100) est plus représentative du potentiel mobilisable. Il faut toutefois faire attention à l’utilisation de l’expression « maximum » mobilisable, dans la mesure où elle ne se justifie que dans le cas où les 3 éluats collectés durant l’essai montrent l’atteinte d’une stabilisation de la masse mobilisée.

- d’un essai de la solubilisation des éléments en fonction du pH selon la norme TS14429. Cet permet notamment d’étudier la solubilisation des constituants du matériau/déchet (dont les éléments potentiellement polluants) en fonction du pH et de la quantité d'acide ou de base ajoutée. Les résultats de cet essai contribuent à la compréhension des



mécanismes et à la modélisation du comportement à la lixiviation. Dans le cadre de cette étude, les résultats de l’essai TS14429 combinés à la caractérisation minéralogique, ont permis de guider le choix des phases minérales contrôlant la solubilité des éléments potentiellement polluants à prendre en compte dans la modélisation géochimique.

- d’essais de lixiviation en conditions dynamiques : essai de percolation ascendante suivant la norme TS 14405. Cet essai est considéré comme étant l’essai réalisé en laboratoire qui est le plus représentatif de la lixiviation en conditions réelles.

- d’essais, à une échelle « pilote », de percolation descendante en casiers lysimétriques (réalisés sur la plateforme Eedems à Lyon). Deux casiers ont été mis en oeuvre, l’un (de 2.5 m de long et 1.75 m de large) situé à l’intérieur (avec des conditions d’alimentation en eau contrôlées, Figure 1) et l’autre (d’une capacité de 12 m3) situé à l’extérieur (et donc soumis à la pluie).

- d’un essai de percolation descendante en grande colonne dans la Halle du BRGM (Figure 2). Cette colonne, d’une hauteur de 5 m, est constituée de 5 modules superposés équipés de sondes pour le suivi de la température, la teneur en eau, la pression capillaire, la quaité des percolats. Les concentrations dans l'eau collectée en sortie de colonne (noté « sortie » dans les figures ci-dessous et extraite de 5 bougies poreuses (notées BP1 à BP5, BP1 étant la plus élevée) réparties sur les 5 modules, ont été mesurées au cours du temps. Le casier lysimétrique intérieur Eedems, ainsi que la grande colonne, ont fait l’objet d’essais de traçage afin de préciser certains paramètres hydrodynamiques.

Le Tableau 1 ci-dessous synthétise les principales caractéristiques des différentes expérimentations effectuées en conditions d’écoulement dynamique. Ce tableau illustre le contraste des échelles et des vitesses d’infiltration. Il est souligné que la principale contrainte sur les conditions expérimentales était la nécessité d’atteindre un ratio L/S suffisant pour une intercomparaison durant la période du projet (2 ans de suivi).

Echelle étudiée Infiltration

(cm/jour)

Conditions d’infiltration

Durée L/S atteint

1 : Colonne de percolation ascendante (30 cm) 15 Contrôlées 2 mois 20

2 : Casier lysimétrique intérieur (1 m) 0.55 Contrôlées 590 j 2.5

2 : Casier lysimétrique extérieur (2 m) 0.11 en moyenne

Naturelles 610 j 0.3

3 : Grande colonne (5 m) 3.8 Contrôlées 580 j 3* * : 3 en sortie, mais jusqu’à 24 dans les bougies poreuses Tableau 1 : Caractéristiques des expérimentations en écoulement dynamique


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Système de déplacement Système de pulvérisation

Figure 1 : Système d’arrosage automatisé sur le lysimètre intérieur

Figure 2 : Grande colonne remplie et instrumentée



3. Principaux résultats

3.1. CARACTERISATION PHYSICO-CHIMIQUE DU DECHET AVANT LIXIVIATION

3.1.1. Masse volumique, densité, surface spécifique La masse volumique du mélange (2,64 g.cm-3) est proche de celle d’un sable de silice (2,68 g.cm-3). Sa densité apparente à sec est de 1,32 g.cm-3 et sa surface BET de 2,61 m2.g-1. Le fractionnement à sec des cendres brutes en 5 fractions met bien en évidence un matériau de granulométrie globalement < 500µm, les fines (<63 µm) représentant 9%. La fraction des éléments lourds (d> 2,89) contenus dans l'échantillon reconstitué à partir des 5 fractions correspond à une proportion de 7,5 % de l'échantillon dont 56 % sont des grains ferromagnétiques. 3.1.2. Composition chimique globale Les éléments majeurs présents dans le mélange sont à relier à des phases oxydées riches en Si et dans une proportion moindre en Al, Ca, Fe et K (Tableau 2). 1,4 % de l'aluminium est présent sous forme d'aluminium métal, ce qui représente 23 % de l'aluminium total. Comme il sera vu ci-dessous, cet aluminium a une influence majeure sur le comportement du chrome. Le dosage de CaO libre qui représente le dosage des espèces CaO et Ca(OH)2 n'a pas permis d'en mettre en évidence (< 0,5 mg/Kg). Par ailleurs, la méthode analytique mise en œuvre pour doser Cr(VI) dans le solide n’est pas assez sensible pour le quantifier directement (< 5 mg/Kg). Les éléments traces présents dans le mélange sont par ordre décroissant d'importance Zn, Cu, Ba, Pb, Sn, Sr (Tableau 2). Ils sont présents dans toutes les fractions (Figure 3) avec une tendance à se concentrer dans les fractions les plus fines. Cr ne fait pas partie des traces principales.

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

B Ba Cr Cu Ni Pb Sn Sr Zn

mg/

Kg

>500µm250-500µm125-250µm63-125µm< 63µm

Figure 3 : Cendres brutes – Répartition des traces principales (5 fractions)


11


% limite sable Cendres-sable cendres* Al2O3 0,2 9,2 11,5 13,8 CaO 0,1 0,9 7,6 14,3 Fe2O3tot 0,05 1,58 3,64 5,7 K2O 0,05 3,83 3,00 2,17 MgO 0,2 0,6 1,3 2 MnO 0,02 0,04 0,07 0,1 Na2O 0,2 1,7 1,7 1,7 P2O5 0,05 0,1 1,25 2,4 SiO2 0,2 80,8 67,4 54 TiO2 0,05 0,32 0,69 1,06 Al° 0,1 n.m. 1,4 - Cl 0,01 0,43 Ctot 0,01 n.m. 0,2 - Stot 0,01 n.m. 0,26 - CaOlibre 0,5 n.m. < mg/Kg limite sable Cendres-sable cendres* Ag 0,2 < 4,3 8,6 As 20 24 46 68 B 10 22 88 154 Ba 10 680 955 1230 Cd 2 < 4 8 Co 5 7 61 115 Cr 10 28 168 308 Cr(VI) 5 n.m. < - Cu 5 11 1021 2031 Mo 5 < 8 16 Nb 20 < 21 42 Ni 10 28 63 98 Pb 10 39 473 907 Sb 10 < 44 88 Sn 10 < 155 310 Sr 5 171 235 299 Zn 5 38 2053 4068 Zr 20 64 48 32

Tableau 2 - Composition chimique globale du sable, du mélange cendres-sable (50/50) et

des cendres (calculé *) 3.1.3. Phases majeures et fraction amorphe Les cendres sont principalement constituées de quartz, de silicates de type microcline, plagioclase, diopside et gehlenite, de carbonates de type calcite, de sulfates de type anhydrite et d'oxydes de fer de type hématite. A côté de ces phases cristallisées une fraction amorphe aux rayons X est également détectée ; elle correspond à des phases vitreuses. Le sable apporte globalement peu de nouvelles phases : en majorité quartz (environ 45%) et plagioclase à côté d’une phase augite (Ca,Na)(Mg,Fe,Al,Ti)(Si,Al)2O6 et d’illite/micas correspondant à 100% d’une phase phylliteuse (K,H3O)(Al,Mg,Fe)2(Si,Al)4O10[(OH)2.H2O]. L’étude minéralogique a mis en outre en évidence la présence de phosphates de calcium dans le mélange.



3.2. CARACTERISATION DU DECHET APRES LIXIVIATION

La caractérisation du déchet après lixiviation a été effectuée sur le déchet de la grande colonne BRGM après démontage. Les solides après lixiviation présentent des teneurs moindres en Al° en accord avec son oxydation dans les conditions de la colonne. En moyenne, 60 % a été attaqué. De plus, l’augmentation de l’eau de cristallisation de 0,7% à 1,8% renseigne sur la formation de phases hydratées au cours du contact à l’eau du mélange cendres-sable, avec probablement formation d’ettringite Ca6Al2(SO4)3.26H2O. La comparaison du solide avant et après lixiviation a permis de mettre en évidence l’attaque des grains de quartz et de feldspath qui présentent un réseau de fissuration très important. Les grains d’aluminium apparaissent également très attaqués avec précipitation d’hydroxydes d’aluminium. De plus, des néoformations de type ettringite ont pu être identifiées (Figure 4) ainsi que de la barite. a b

c d

Figure 4 : Images MEB en électrons rétrodiffusés ; a) quartz et feldspath attaqués, b) grain

Fe, Cr, Ni attaqué, c) Al° résiduel et précipitations de Al(OH)3, d) ettringite et Al(OH)3

3.3. ESSAI DE LIXIVIATION À L/S 10

Le lixiviat obtenu sur déchet frais présente un pH de 10,3 et une conductivité de 1530 µS/cm (Tableau 3). Il contient principalement Ca, Na, K, Cl, SO4, Al, Ba, Cr(VI) et Sr en quantités


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largement dosables ainsi que des petites traces de Cu et SiO2. Les autres éléments dosés sont non détectables : Mg, NO3, Ag, As, B, Be, Cd, Co, Fe, Li, Mn, Ni, Pb, Zn en accord avec des faibles teneurs dans le solide sauf pour Mg, Fe, Pb et Zn (>400mg/Kg). L’échantillon composite de la grande colonne a été lixivié en batch (L/S 10), tel quel (humide) et après séchage à 105°C. Les deux échantillons présentent logiquement une fraction soluble plus faible que le matériau introduit dans la colonne, en relation avec le départ des sels au niveau de la colonne : concentrations en Na, Cl, K, Ca faibles (Tableau 3). A l’inverse, les concentrations en Cr(VI) sont plus élevées, en raison vraisemblablement d’une oxydation du Cr(III) en Cr(VI) dans la colonne. Les données de lixiviation sont comparées, dans le Tableau 3 aux critères d’admission dans les différentes classes de décharges selon les seuils définis par la directive 99/31/CE (JOCE, 2002). On note que le déchet respecte dans tous les cas les critères d’admission en décharge de Classe 2 et qu’après lixiviation (lessivage des chlorures), il respecte également ceux des décharges de Classe 3, sauf pour le Cr qui présente des valeurs en limite de seuil.

mélange

initial composite-

humide composite

séché seuil classe

1 seuil classe

2 seuil classe

3 pH 10,3 11 9,9 cond (µS/cm) 1 580 340 661 Fraction soluble mg/Kg 14 307 3 544 6 280 100 000 60 000 4 000

mg/Kg MS Al 844 214,7 477,9 Ca 2 312 1074 1 389 Mg <5 <0,5 <10 Na 448 12 12 K 500 21 24

C.I. 718 53,6 82 Cl 2 697 18,7 16 25 000 15 000 800

NO3 <5 <10 <10 SO4 1 938 677 1 760 50 000 20 000 1 000 As <0,1 <0,1 <0,1 25 2 0,5 Ba 2,5 1,05 0,92 300 100 20 Cd <0,02 <0,02 <0,02 5 1 0,04 Co <0,05 <0,02 0,04 Cr 0,27 0,47 0,83 70 10 0,5 Cr6 0,26 0,4 0,8 Cu 0,03 <0,02 0,07 100 50 2 Fe <0,2 <0,2 <0,2 Mn <0,05 <0,05 <0,05 Ni <0,05 <0,05 <0,05 40 10 0,4 Pb <0,02 <0,2 0,03 50 10 0,5

SiO2 <5 35 13 Sr 8,345 1,6 2,4

Zn <0,05 0,17 0,1 200 50 4 Tableau 3 : Batch L/S 10 – Echantillon initial, lixivié humide et lixivié séché



3.4. EVOLUTIONS CHIMIQUES OBSERVEES SUR LA GRANDE COLONNE EN FONCTION DU TEMPS

Seules les courbes de restitution des solutés obtenues sur la grande colonne sont présentées ici, car elles permettent de bien illustrer le comportement observé au cours des expériences de percolation dynamique. Les évolutions chimiques observées aux différentes échelles, sont comparées plus loin en fonction du ratio L/S.

a) Evolution du pH, de la conductivité et du Eh en fonction du temps

Le pH mesuré en bas de la colonne de 5 m a évolué rapidement de pH 8,5 à pH 11,5 et s’est à peu près stabilisé à cette valeur (Figure 5). Le pH initial de 8,5 en début d'expérience est relativement bas comparé aux valeurs mesurées dans les expériences en laboratoire (essais « batch » et de percolation ascendante). Mais il convient de souligner que le ratio L/S du « batch » est de 10 et que le premier ratio L/S prélevé dans la percolation ascendante est de 0.1. Ces valeurs sont nettement supérieures aux ratios L/S correspondant aux premiers échantillons de fluides prélevés sur la grande colonne (0.008 !). Il est donc normal que les valeurs mesurées sur les premiers échantillons de la grande colonne soient moins « évolués » en termes de pH que celles des autres expérimentations. De la même manière, on verra plus bas que ces très faibles valeurs de L/S se traduisent par des concentrations en éléments labiles (chlorures notamment) beaucoup plus élevées. En début de suivi, les conductivités des fractions récoltées en bas de colonne sont supérieures à celles des bougies d'un facteur d'environ 30 (Figure 5). L'hypothèse d'un transport rapide puis d'une accumulation des sels en bas de colonne peut expliquer l'écart important de conductivité en début d'expérience. Le phénomène s'estompe progressivement après environ 100 jours, avec des conductivités comprises entre 0,26 et 0,74 mS/cm du haut vers le bas de la colonne en fin d’expérimentation. Les valeurs du potentiel redox Eh (Figure 5) sont globalement positives (0-350 mV) à l'exception du bas de colonne et des bougies BP2, BP3 et BP4 aux environs de 100 jours de lessivage (0 à -100 mV). Au-delà, la tendance va vers une augmentation du Eh principalement dans les bougies. Ceci est à mettre en relation avec un phénomène d'oxydation dans la colonne. Le potentiel en bas de colonne demeure sensiblement plus bas.


15


8

9

10

11

12

13

0 100 200 300 400 500 600temps (j)

BP1BP2BP3BP4BP5sortie

pH

-200

-100

0

100

200

300

0 100 200 300 400 500 600

temps (j)

mV


Eh

0

50

100

150

200

250

300

350

0 100 200 300 400 500 600temps (j)

cond

uctiv

ité (m

S/cm

)

0

10

20

30

0 10 20 30 40 50


Figure 5 : Evolution du pH, de l‘Eh et de la conductivité électrique dans la grande colonne en

fonction du temps

b) Evolution des sels solubles Ca, K, Na, Cl en fonction du temps

Les évolutions des sels solubles sont présentées dans la Figure 6 en échelles cartésiennes et semi-logarithmiques afin de mieux distinguer les variations. On note un comportement de type « décroissance exponentielle », bien que, comme il sera montré plus loin, une loi exponentielle ne permet pas de reproduire les tendances observées. En accord avec une conductivité qui décroît rapidement, les concentrations élémentaires en bas de colonne chutent rapidement pour les éléments Ca, Na, K, Cl de l'ordre du g/L au mg/L. Au bout d’environ 20 jours pour les bougies et 100 jours pour la sortie de colonne, la décroissance se poursuit plus lentement. L'évolution de Na montre par ailleurs une évolution en cloche aux environs de 300 jours au niveau de BP2-5 et du bas de la colonne. Le phénomène est également observé pour K. Ces évolutions sont vraisemblablement liées à un mécanisme d’échange ionique, contrôlé par une cinétique de réaction car elles apparaissent à un temps donné et non à un certain ratio L/S.



0

100

200

300

400

500

0 100 200 300 400 500 600temps (j)

mg/

LBP1BP2BP3BP4BP5sortie

Ca

0

50

100

0 100 200 300 400 500 600temps ()

mg/

L


Na

0

100

200

0 100 200 300 400 500 600temps (j)

mg/

L


K

0

50

100

150

200

0 100 200 300 400 500 600temps (j)

mg/

L


Cl

Figure 6 : Evolution des sels solubles Ca, Na, K, Cl dans la grande colonne en fonction du

temps

c) Evolution de SO4, Al, SiO2 et Cr(VI) en fonction du temps

Les sulfates en bas de colonne présentent dans les premiers 50 jours une décroissance forte pour des L/S croissants puis au-delà une croissance significative (Figure 7). Dans le même temps les teneurs en Al augmente fortement jusqu’à atteindre un palier puis décroissent. L’évolution d’Al et SO4 paraît corrélée. De plus, Cr(VI) commence à apparaître progressivement dans les bougies (du haut vers le bas). La teneur en SiO2 augmente également nettement dans la bougie en haut de la colonne. Comme évoqué précédemment pour la colonne de percolation ascendante, l’oxydation de Al° en Al(OH)3 se traduit par la réduction de Cr(VI) en espèces trivalentes moins solubles.


17


0

50

100

0 100 200 300 400 500 600temps (j)

mg/

LBP1BP2BP3BP4BP5sortie

SO4

0

50

100

150

200

0 100 200 300 400 500 600temps (j)

mg/

L


Al

0

50

100

150

0 100 200 300 400 500 600temps (j)

µg/L


Cr total

0

5

10

15

20

0 100 200 300 400 500 600temps (j)

mg/

L


SiO2

Figure 7 : Evolution de SO4, Al, SiO2 et Cr(VI) en fonction du temps



4. Interprétation et extrapolation entre échelles

4.1. EXTRAPOLATION PAR LE BIAIS DU RATIO L/S

4.1.1. Introduction Il est rappelé que le ratio liquide sur solide (LS ou L/S) représente le volume cumulé d’eau ayant été en contact avec le déchet, par unité de masse de déchet. Pour un déchet de masse volumique d, de hauteur h et pour des conditions dynamiques, on établit un lien entre le ratio L/S et le temps (voir Hjelmar et al., 2003):

d hI tSL =/ (1)

où I est l’infiltration à travers le déchet par unité de section perpendiculaire à cette infiltration. Le ratio L/S est généralement exprimé en l/kg. Ce ratio L/S permet donc de normaliser le temps en intégrant la masse de déchet et l’infiltration. 4.1.2. Comparaison entre les différentes expérimentations Dans cette section on compare les données provenant des quatre échelles d’expérimentation : (colonne de percolation ascendante, lysimètre intérieur, lysimètre extérieur, grande colonne). La Figure 8 compare les évolutions de la chimie des fluides collectés aux différentes échelles, pour le cas du pH, de la conductivité et de certains sels solubles, en fonction du ratio L/S. On note que le pH est plus élevé dans la colonne de 5m (pH 11.5-12), comparé à la percolation ascendante (pH 11). Le pH dans les eaux du lysimètre intérieur s’élève à des pH basiques équivalents et ceci pour des L/S faibles (pH 11.7, L/S 0,28). Les données pH du lysimètre intérieur sont plus fluctuantes. Les courbes d’évolution de K, Cl, Ca présentent une allure typique de décroissance de forme exponentielle. Cette décroissance est caractéristique de courbes de dilution : elle suggère que les sels sont rapidement mis en solution dès les premiers essuyages et qu’ensuite, les concentrations dans l’eau des pores du déchet sont diluées par l’eau d’alimentation. La courbe d’évolution de Na est plus singulière. On a une étonnante concordance entre le lysimètre intérieur et la grande colonne, tandis que la percolation ascendante donne des valeurs plus faibles. Les « bosses » observées, aux mêmes ratios L/S, dans les courbes de K et Na du lysimètre intérieur et la grande colonne sont interprétées comme étant liées à un mécanisme d’échange d’ions. Il est en effet bien connu (Drever, 1988) que la dilution d’une solution favorise l’adsorption des ions divalents (tels que Ca) au détriment de celle des ions monovalents (tels que Na et K). Ce phénomène découle de la loi d’action de masse. Par contre, on ignore quelle est ici la surface responsable de l’échange (éventuellement l’ettringite).


19


a b

8

9

10

11

12

0 1 2 3 4L/S

pH pH -col.labopH -col5mpH -intpH -ext

0

5

10

0 1 2 3 4L/S

Con

d (m

S/cm

)

0

100

200

300

0,0 0,1 0,2 0,3

Cond. -col.laboCond -col5m

c d

1

100

10000

0 1 2 3L/S

Na

(mg/

L)

4

Na -col.laboNa -col5mNa -intNa -ext

1

100

10000

0 1 2 3 4L/S

K (m

g/L)

K -col.labo

K -col5m

K -int

K -ext

e f

1

100

10000

1000000

0 1 2 3L/S

Cl (

mg/

L)

4

Cl -col.labo

Cl -col5m

Cl -int

Cl -ext

1

100

10000

0 1 2 3 4L/S

Ca

(mg/

L)

Ca -col.laboCa -col5m

Ca -intCa -ext

Figure 8 : Comparaison entre les résultats issus des différentes expérimentations : pH, Eh,

conductivité, Na, K, Cl et Ca La concordance entre des teneurs en K, Ca et Cl et dans une moindre mesure Na aux différentes échelles, peut être considérée comme bonne. Cette concordance suggère que, pour le cas des sels solubles, l’essai de percolation ascendante pourrait être un bon outil d’extrapolation entre les échelles. La Figure 9 compare les évolutions de concentration pour les éléments réactifs. On note que les concentrations en sulfates sont plus élevées dans la colonne de percolation ascendante. La vitesse de percolation pour cette échelle d’expérimentation étant la plus élevée (voir Tableau 1), on s’attendrait à voir l’inverse : des concentrations plus élevées pour des vitesses de percolation plus faibles. Une hypothèse pourrait être un effet d’entraînement mécanique des sulfates.



Les courbes de l’aluminium et du chrome observées aux différentes échelles présentent de nettes similitudes de comportement. Elles traduisent l’oxydation de Al° en Al(III) avec réduction de Cr(VI) en Cr(III). Les résultats vis à vis de l’aluminium métal sont cohérents avec ceux de Chen et al. (2003) qui ont mis en évidence, à partir d’essais en batch en fonction du temps, l’oxydation de Al° en présence de Cr(VI) dans l’intervalle pH 9-13 dans des lixiviats de résidus d’incinération (voir le chapitre 4.2.4). a b

0

100

200

300

0 1 2 3 4L/S

SO4

(mg/

L)

PercoSO4 -col5mSO4 -intSO4 -ext

0

20

40

60

80

100

120

140

0 1 2 3 4L/S

Al (

mg/

L)

PercolationAl -col5mAl -intAl -ext

c d

0

1

2

3

4

5

6

0 1 2 3L/S

SiO

2 (m

g/L)

4

PercolationSiO2 -col5mSiO2 -extSiO2 -int

0

50

100

0 1 2 3 4L/S

Cr (

µg/L

)

PercoCr -col5mCr -intCr -ext

Figure 9 : Comparaison entre les résultats issus des différentes expérimentations : SO4, Al,

SiO2 et Cr 4.1.3. Conclusions de la comparaison en fonction du ratio L/S La représentation graphique des données mesurées aux différentes échelles en fonction du ratio L/S se révèle très intéressante. Pour le cas des sels solubles, la très bonne correspondance entre les différentes échelles suggère que ce ratio L/S puisse être utilisé comme un outil d’extrapolation entre les échelles. Une correspondance très satisfaisante est également observée pour certains éléments trace comme le Ba et le Sr. Par contre, dès lors que des vitesses de réaction entrent en jeu et dominent le comportement, le ratio LS n’est plus suffisant pour permettre l’extrapolation. C’est le cas notamment pour l’aluminium et le chrome, qui sont fortement influencés par des réactions d’oxydo-réduction avec des cinétiques de réaction spécifiques liées notamment, comme il sera montré dans le chapitre 4.2.4, à la disponibilité de l’oxygène dissous. A noter qu’une bonne correspondance entre échelles est également constatée pour les éléments non réactifs par Crest et al. (2005), qui ont réalisé des essais de percolation descendante à débit intermittent. Il semble donc que l’utilisation du ratio L/S ne soit pas fortement influencée par le régime d’écoulement (saturé / non-saturé) pour les conditions


21


expérimentales mises en oeuvre dans le cadre du projet LIMULE. Dans la section suivante, sera examinée la capacité de la modélisation à réaliser le passage entre scénarios percolants.

4.2. EXTRAPOLATION PAR LA MODELISATION

4.2.1. Introduction L’extrapolation par la modélisation consiste à :

1) reproduire l’observation du comportement d’un système à l’aide d’un modèle qui simule ce comportement,

2) simuler, à l’aide de ce modèle, le comportement du système pour des conditions autres que celles de la fenêtre d’observation (autre échelle, autre vitesse d’écoulement, etc.).

Le modèle de simulation peut-être de complexité variée. En accord avec le principe de parcimonie, qui veut que le modèle le plus simple qui explique l’observation soit préféré à des modèles plus complexes, plusieurs modèles de complexités diverses ont été expérimentés dans le cadre du projet LIMULE. Les hypothèses de calcul de ces différents modèles sont explicitées. 4.2.2. Le modèle de décroissance exponentielle (réacteur parfaitement agité) Le modèle de décroissance exponentielle a été particulièrement utilisé lors des travaux du Comité d’Adaptation Technique (TAC) de la Commission Européenne pour la définition des critères d’admission des déchets dans les différentes catégories de décharges (JOCE, 2002). Le modèle conceptuel inhérent au modèle de décroissance exponentielle est celui d’un réacteur parfaitement agité à dilution continue. On suppose qu’à l’instant t = 0, toute la masse mobilisable est mise en solution, ce qui donne une concentration initiale Co, et qu’ensuite cette concentration est diluée progressivement par l’eau de percolation qui est alimentée en tête de colonne. Le modèle s’écrit : (3) ) exp( kLSCC os −= où le ratio L/S a été défini précédemment et k (prononcé « kappa ») est une variable cinétique dont la dérivation présentée dans le rapport final montre, pour un élément non réactif, qu’il est le rapport entre la densité (masse volumique) et la porosité du déchet (d/n). Le ratio L/S ayant des unités de l/kg, le paramètre kappa a des unités de kg/l. Un essai de reproduction des concentrations en chlorures mesurées en bas de la grande colonne est présenté dans la Figure 10a. Ce graphique est obtenu pour une valeur de k = 10 kg/l. Sur ce graphique, présenté en échelle cartésienne, on pourrait penser que le calage du modèle de décroissance exponentielle paraît relativement satisfaisant. Mais une présentation des données en échelle semi-logarithmique (Figure 10b) montre que ce modèle ne reproduit pas du tout le comportement observé. Les données mesurées montrent une



courbure en échelles semi-logarithmique que ne peut, par définition, reproduire un modèle exponentiel. A noter que dans ces figures on utilise les données de chlorures collectées en bas de la grande colonne, mais qu’on arriverait à la même conclusion en prenant les mesures faites sur les bougies poreuses de la grande colonne, ou sur les mesures des casiers lysimétriques INSA. a) b)

0

200

400

600

800

1 000

1 200

1 400

1 600

1 800

2 000

0 1 2 3 4 5

LS (l/kg)

Con

cent

ratio

n C

l (m

g/l)

Bas de colonneModèle exponentiel

1

10

100

1 000

10 000

0 1 2 3 4 5

LS (l/kg)

Con

cent

ratio

n C

l (m

g/l)

Bas de colonneModèle exponentiel

Figure 10 : Tentative de reproduction des concentrations en chlorures de la grande colonnne

(bas de la colonne) à l’aide du modèle de décroissance exponentielle

En réalité, les chercheurs qui utilisent le modèle de décroissance exponentielle, calent généralement la courbe d’émission cumulée et recalculent ensuite une courbe de concentrations à partir du coefficient kappa obtenu. Mais cette procédure n’est pas justifiable sur le plan scientifique ou méthodologique car la courbe d’émission cumulée étant l’intégrale d’une courbe de concentration mesurée, elle est par définition beaucoup moins sensible aux variations du système, variations qui sont pourtant des caractéristiques du comportement de ce système. Cette procédure résulte en fait de la difficulté de caler le modèle de décroissance exponentielle à des données de concentration mesurées. 4.2.3. Modèle de réacteurs en cascade (R.O.P.A.)

a

b

) Introduction

Dans le cadre de ce projet, l’utilisation du modèle par R.O.P.A. (réacteurs ouverts parfaitement agités), avec échanges entre zones mobiles et stagnantes, de LAEPSI/POLDEN, s’est limitée aux éléments non-réactifs, l’objectif étant de déterminer si l’utilisation de ce modèle tenant compte d’un échange avec une ou plusieurs « zones stagnantes » permettait de reproduire les observations aux différentes échelles.

) Modélisation d’un essai de traçage

La première étape de la modélisation a consisté à caler le modèle sur les résultats d’un essai de traçage, afin de fixer certains paramètres hydrodynamiques.


23


La Figure 11 présente la confrontation des résultats expérimentaux issus de l’essai de traçage réalisé sur le lysimètre intérieur avec la simulation obtenue sous MATLAB. Contrairement au modèle de décroissance exponentielle, on note que la courbe simulée par le modèle R.O.P.A. parvient à reproduire la « traînée » observée en échelle semi-logarithmique. Les paramètres du modèle échangeant avec une zone stagnante sont les suivants (voir détails dans le rapport final) : n = 6 a = 0,5 b = 0,075 Q = 17 (l/j) Vo = 800 (l)

1

10

100

1000

0 20 40 60 80 100 120 140 160

Temps (jours)

Br-

en

mg/

l

Points exp. Simulation Figure 11 : Casier intérieur : courbe d’élution des bromures Les travaux se sont ensuite focalisés sur les éléments classiquement considérés comme issus de phases fortement solubles, à savoir le sodium, le potassium et les chlorures. Cas de la colonne saturée en laboratoire En utilisant les mêmes paramètres que ceux obtenus par calage de l’essai de traçage, on obtient les courbes en noir de la Figure 12. La simulation est satisfaisante pour les ratios inférieurs à 1 ml/g, mais n’explique pas le phénomène de « traînée » observé pour les trois éléments considérés. La prise en compte d’une porosité supplémentaire échangeant avec la zone mobile avec un coefficient d’échange plus bas (voir le Tableau 4), permet de reproduire cette traînée comme le montrent les simulations en rouge de la Figure 12.



K

1

10

100

1000

10000

0.1 1 10 100L/S cumulé

mg/lCl

1

10

100

1000

10000

0.1 1 10 100L/S cumulé

mg/lNa

1

10

100

1000

10000

0.1 1 10 100L/S cumulé

mg/l

Figure 12 : Colonne 2 : simulation 1 (en noir) et 2 (en rouge) des concentrations en mg/l en

éléments solubles (Na, K, Cl) en fonction du ratio cumulé L/S en ml/g

Traçage Na K ClCo (mg/l) - 1170 1050 6600

na1b1a2 0.05b2 0.0002 0.002 0.00008

110.20.04

-0.4

Tableau 4 : Colonne de percolation : Paramètres optimisés pour la modélisation du relargage des éléments solubles

On note donc que les paramètres hydrodynamiques optimisés à l’issue du traçage ne sont pas suffisants pour expliquer le comportement à la lixiviation de ces trois éléments. Ceci peut être lié à plusieurs explications. Les trois éléments sont considérés comme liés à des phases fortement solubles et donc immédiatement disponibles en solution. Ce n’est pas forcément le cas, une partie pouvant provenir de phases faiblement solubles, retardant leur relargage. Par ailleurs, on suppose que ces éléments sont présents dans tout le matériau à l’état initial, ce qui n’est pas le cas du traceur exogène (les bromures dans notre cas). L’hypothèse avancée ici est que ces éléments (sodium, potassium et chlorures) sont présents dans la microporosité du matériau (ou pores mal connectés), l’échange avec les zones plus ou moins mobiles se faisant par une cinétique plus lente. Or le traceur exogène n’est pas présent dans cette microporosité (ou pores mal connectés), et son temps de séjour dans les parties mobiles trop faible pour un véritable échange avec cette microporosité. On note également, dans le Tableau 4, que des coefficients a et b différents sont nécessaires pour caler différents traceurs. Ces paramètres ne dépendraient donc pas uniquement de l’hydrodynamique, mais également du comportement chimique du soluté.


25


Cas du lysimètre intérieur Les mêmes conditions initiales que pour la modélisation de la colonne de percolation en laboratoire sont utilisées, en utilisant comme concentration initiale le premier point expérimental (Tableau 5). Mais les paramètres hydrodynamiques précédemment déterminés ne permettent pas d’expliquer les concentrations observées en sortie de lysimètre intérieur, comme le montre la Figure 13a. Il a donc été décidé de considérer les chlorures comme traceurs endogènes, et de nouveaux paramètres hydrodynamiques (Tableau 5) ont été déterminés à partir de la courbe de relargage en fonction du ratio L/S (Figure 13b). a) b)

Chlorures

1

10

100

1000

10000

100000

0 1 2 3 4L/S cum ulé

m g/l

Cl lys int S im Cl lys tr

10

100

1000

10000

100000

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3ratio cumulé (l/kg)

Cl e

n (m

g/l)

n=6a1=0.15b1=0.05a2=0.7

b2=0.0003

Figure 13 : Casier intérieur : Simulation du relargage des chlorures en utilisant les

paramètres optimisés à l’aide de la courbe de traçage (a) et les paramètres ajustés (b).

Traçage Na K Cl CaCo (mg/l) - 5285 5045 27600 8020

na1 0.5b1 0.075a2b2 0.0003 0.002

-

60.15

0.70.05

0.0008 Tableau 5 : Lysimètre intérieur : paramètres optimisés pour la modélisation du relargage des

éléments solubles.



Des constats semblables sont faits pour la grande colonne BRGM ; à savoir qu’un ajustement des paramètres de calage est nécessaire afin de reproduire l’observation lorsqu’on change d’échelle. Le récapitulatif des paramètres de calage pour les expérimentations effectuées aux différentes échelles est présenté dans le Tableau 6.

Traçage Na K Cl CaCo (mg/l) - 1170 1050 6600

na1b1a2 0.05b2 0.0002 0.002 0.00008

Co (mg/l) - 5285 5045 27600 8020na1 0.5b1 0.075a2b2 0.0003 0.002

Co (mg/l) 8660 8400 28500 11970na1b1a2b2 0.0003 0.002

Co (mg/l) 32100 25000 96100 30000na1 0.049 0.05b1 0.03 0.015 0.02 0.03a2 0.95 0.9b2 0.0001 0.0002 0.00003 0.0008

Colonne labo

60.150.05

n.d.

110.20.04

-0.4

-0.7

0.0008

Lysimètre intérieur

Lysimètre extérieur

Grande colonne

n.d.

160.150.050.7

0.0008

n.d.

60.04

0.9

Tableau 6 : Colonne labo, lysimètre intérieur et grande colonne : Paramètres optimisés pour

la modélisation du relargage des éléments solubles 4.2.4. Modélisation couplée chimie-transport

a) Introduction

Comme il a été montré plus haut, l’extrapolation entre échelles par le biais du ratio L/S n’est pas envisageable pour les éléments réactifs dès lors que des cinétiques de réaction dominent le comportement. C’est le cas ici pour Al et Cr qui sont couplés par l’intermédiaire de réactions d’oxydo-réduction. Pour reproduire le comportement de ces éléments, il a donc été fait appel à l’outil de modélisation couplée chimie-transport. La première étape pour réaliser une telle modélisation consiste à sélectionner les données thermodynamiques pertinentes qui contrôlent les solubilités des éléments concernés. Ensuite, plusieurs hypothèses relatives au mécanisme d’oxydation-réduction du couple Al-Cr sont testées à l’aide de la modélisation. Pour cela, les résultats des calculs effectués à partir du modèle sont confrontés aux observations recueillies dans le cadre des expérimentations. Cette confrontation entre observation et calcul permet de préconiser un modèle de comportement du système qui est utilisé pour la simulation des résultats aux différentes échelles.


27


b

c

) Evaluation des données thermodynamiques du système Cr-H2O et Al-H2O à 25°C

En ce qui concerne l’aluminium, les mesures aux points BP1-5 de la grande colonne indiquent que la forme micro-cristalline de l’hydroxyde d’Al (Eary et al, 1999) contrôle apparemment la solubilité de Al : pour pH ≈ 11.25 la limite de solubilité de cette phase en Al est en effet de140 mg/L. En ce qui concerne le chrome, la modélisation s’appuie sur un ensemble de données thermodynamiques pour le système Cr-H2O proposé par Chivot (1994) et cohérent avec les données CODATA « The Commitee on Data for Science and Technology » (Cox et al, 1989).

) Simulation de l’essai de neutralisation acido-basique (ANC)

L’hypothèse d’un contrôle du comportement de l’aluminium par la Gibbsite (µC) a été testée à l’aide des résultats de l’essai de neutralisation acido-basique (TS14429 ou ANC). La Figure 14 compare les résultats de l’essai TS14429 pour l’aluminium aux valeurs calculées par le code PHREEQC et pour deux valeurs de la constante thermodynamique contrôlant l’équilibre Al(OH)4

- / Al3+ : - celle qui est définie dans la base de données de PHREEQC par défaut,

- celle de la base de données du code Geochemical Workbench (Bethke, 1998). On note que dans la gamme de pH correspondant aux données LIMULE (> 11), les solubilités calculées sont conformes à celles obtenues durant l’essai. Par ailleurs, les tendances sont respectées pour des valeurs de pH plus faibles, bien que dans la gamme des faibles valeurs (pH < 7), il y ait un décalage entre les valeurs calculées et simulées.

1.E-03

1.E-02

1.E-01

1.E+00

1.E+01

1.E+02

1.E+03

1.E+04

4.00 5.00 6.00 7.00 8.00 9.00 10.00 11.00 12.00

pH

Al (

mg/

L)

ANCGibbsite(µC) GWBGibbsite(µC) PHREEQC

Figure 14 : Simulation PHREEQC de l’essai de capacité de neutralisation acido-basique

(ANC)



d) Modélisation du transfert des éléments réactifs (Cr et Al)

Modèle conceptuel de transfert et hypothèses Aux valeurs de pH élevées observées (pH~11.25), on fera l’hypothèse, comme pour le modèle de Astrup et al (2005), que le relargage du chrome observé dans les éluats et les 5 points de contrôles de la grande colonne est le résultat des réactions simultanées et/ou compétitives suivantes :

La dissolution cinétique du Cr(VI)

Cr(VI) Cr(VI)(aq) (5)

L’oxydation du Alo par le Cr(VI), O2 ou/et H2O

Al° + CrO42- + 4 H2O Al(OH)4

- + Cr(OH)3(s) + OH- (6)

Al° + 0,75 O2 + 1,5 H2O + OH- Al(OH)4- (7)

Al° + OH- + 3H2O Al(OH)4- + 1,5 H2 (8)

Pour des raisons de bilans de masse, l’oxydation de l’Al(0) par d’autres oxydants que Cr(VI) doit nécessairement être inclue dans le modèle. En effet, si on suppose que le Cr(VI) est l’unique oxydant de l’aluminium métallique Al(0) (équation 6), alors au niveau du bilan molaire, une mole de Al(III) libérée en solution nécessiterait la réduction de 1 mole de Cr(VI) en solution. Or la quantité totale initiale de 10-4 mol/Litre de solution de Cr(VI) (c’est la valeur correspondant à 0,84 mg/kg de déchet) ne peut pas produire 140 mg/Litre soit 52 10-4 mol/L de Al(III) (la solubilité de Al(III) observée en BP1-5). Au niveau bilanciel, les données expérimentales montrent donc que d’autres oxydants que le Cr(VI), en particulier l’oxygène mais aussi H2O, doivent contribuer à l’oxydation de l’aluminium en Al(III) par le biais des équations (7) et (8). Deux modèles ont été testés. Seul le modèle noté S2 sera présenté ici. Dans ce modèle S2, on simule explicitement le transport de l’espèce aqueuse O2(aq) dans le modèle de transport réactif. Une quantité de 10 mg/L d’O2(aq) est supposée dans l’eau d’injection. La quantité d’O2(aq) sera alors contrôlée par la réaction d’oxydation de Al(0)r. Bien que l’oxydation soit possible sur toute la hauteur de la colonne, elle est fortement inhibée initialement dans la zone inférieure de la colonne par la concentration de l’oxygène dissous selon la relation (C1-bis) :

( ) ( ) ( qp

roxAlr aqOMAlk

dtAld (/)0()0(

20−−= ) (C1-bis)

avec :

[ ]rredCrsCr AlVICrkk

dtVICrd )0()].([)(

−− −= (C2)

Résultats du modèle S2 appliqué aux données de la grande colonne La Figure 15 permet de comparer les résultats de la simulation S2 aux valeurs des différentes Bougies Poreuses BP1-5 et également au point de sortie en bas de colonne pour


29


les 2 éléments réactifs Al et Cr. Dans ce modèle à 2 zones, plusieurs hypothèses et paramètres de calage sont définis :

1/ la quantité d’aluminium métal M0=0.07 mol/L disponible pour le lessivage est arbitrairement limitée à environ 2 % de la quantité initiale d’Al(0),

2/ le coefficient p=0.667 qui définit la puissance de M/M0 dans la cinétique (C1-bis) définie précédemment, est égal à la puissance utilisée pour des grains de forme sphérique (Parkhurst et Appelo, 1999), 3/ les constantes cinétiques définies dans le Tableau 7. 4/ le ratio molaire Oxygène consommé sur Al(III) produit, pris après ajustement égal à 0,12, et qui est nécessairement compris entre 0 et 1,5. En effet, d’après la stoechiométrie de la réaction d’oxydation d’Al par O (Equation 7), ce ratio est au maximum égal à 1,5 (0,75 moles d’O2 consommés). Sachant que d’autres réactifs peuvent provoquer l’oxydation d’Al, le ratio est nécessairement inférieur à 1,5.

Le relargage de Al est contrôlé par la forme microcristalline de la Gibbsite Al(OH)3(s), phase qui impose une solubilité de 140 mg/L à pH~11.25. La décroissance de la concentration dans une maille de calcul apparaîtra après le déroulement de 3 étapes :

1/ L’oxydation complète de Al(0)r contenu dans les mailles supérieures

2/ L’oxydation complète du Al(0)r dans la maille, ce qui bloquera la source primaire d’Al dans cette maille.

3/ La dissolution de la Gibbsite (microcristalline) contenant l’Al(III) dans les mailles supérieures et dans la maille elle-même.

En ce qui concerne Al, le choix des paramètres du Tableau 7 ne permet pas d’obtenir un calage optimal tout le long de la colonne : la décroissance de Al dans la simulation S2 se déroule en avance en BP1-3 mais en retard en BP4-5 et en bas de colonne. En ce qui concerne le Cr, il est bien légèrement en avance en BP1-2, bien calé en BP3 puis en retard en BP4-5 et en sortie de colonne. On remarque que le fait que le relargage du chrome aux points BP4-5 et en bas de colonne soit très proche peut être expliqué par ce modèle S2 : au fur et à mesure que le front d’O2(aq) s’infiltre, la quantité d’Al(0) disponible dans les mailles rencontrées diminue du fait d’une oxydation, faible mais significative, ayant déjà eu lieu pendant l’oxydation complète de Al(0)r dans les mailles supérieures. Une étude de sensibilité montre que la simulation du relargage du Cr en bas de colonne serait optimale pour une valeur intermédiaire entre 0.06 et 0.08 mol/L (d’où le choix de Mo=0.07 mol/L) mais aussi que le modèle S2 ne peut simuler correctement le relargage sur toute la hauteur de la colonne.



BP2

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

0 100 200 300 400 500 600

Temps (jours)

Al(m

g/L)

et C

r(µg

/L)

Al(mg/L) BP2Cr(µg/L) BP2Al SimulationCr Simulation

BP1

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

0 100 200 300 400 500 600

Temps (jours)

Al(m

g/L)

et C

r(µg

/L)


BP3

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

0 100 200 300 400 500 600

Temps (jours)

Al(m

g/L)

et C

r(µg

/L)


BP4

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

0 100 200 300 400 500 600

Temps (jours)

Al(m

g/L)

et C

r(µg

/L)

Al(mg/L) BP4

Cr(µg/L) BP4

Al Simulation

Cr Simulation

BP5

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

0 100 200 300 400 500 600

Temps (jours)

Al(m

g/L)

et C

r (µg

/L)


Sortie

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

0 100 200 300 400 500 600

Temps (jours)

Al(m

g/L)

et C

r(µg

/L)

Al Bas de colonneCr Bas de colonneAl SimulationCr Simulation

Figure 15 : Simulation S2 aux points BP1-5 et en sortie de la Grande Colonne Application du modèle S2 au cas du lysimètre Intérieur Afin d’étudier l’effet de l’échelle sur la validité du calage du modèle S2 pour le transfert des éléments réactifs comme Al et Cr, on a appliqué ce modèle directement aux résultats du Lysimètre Intérieur sans aucune modification des paramètres du Tableau 7 (Mo = 0.07 mol/L). Les résultats pour Al et Cr sont donnés dans la Figure 16. La solubilité de 140 mg/L calculée pour le pH =11.25 est un peu supérieure aux valeurs observées de Al au bas du Lysimètre. En ce qui concerne le Cr, la solubilité finale de 130 μg/L semble cohérente avec la concentration de 120 µg/L observée en fin d’expérience.


31


Données exp. Paramètres Origine du choix Al(0)0 14 g/kg (3.2 mol/L) M0= Al(0)r Inférieur à 3.2 mol/L 0.07 mol/L calage Cr(VI)tot Entre 0.26 et 5

mg/kg 0.84 mg/kg calage

Cr(VI)initial 10 µg/L Limite de detection du Cr(VI)kAl-ox 2 10-6 mol l-1 s-1 calage kCr-s 10-12 mol l-1 s-1 calage

4 10-4 mol l-1 s-1kCr-red calage p 0.667 Forme sphérique supposée

(Parkhurst et Appelo, 1999) q 0.5 Dépendance en racine

carrée utilisée pour les oxydations (Williamson and

Rimstidt, 1994) Ratio molaire O(0)/Al(III)

Inférieur à 1.5 0.12 calage

Tableau 7 : Paramètres du modèle S2 (en rouge : les paramètres les plus sensibles)

0

20

40

60

80

100

120

140

160

0 100 200 300 400 500 600

Temps (jours)

Al(m

g/L)

0

20

40

60

80

100

120

140

160

Cr(

µg/L

) Al LysimetreAl SimulationCr LysimetreCr Simulation

Figure 16 : Comparaison des concentrations en Al et en Cr en bas de lysimètre intérieur

(POLDEN) avec la simulation S2 En conclusion, les ordres de grandeur tant au niveau des concentrations qu’au niveau des temps d’apparition sont apparemment correctement simulés par le modèle S2 pour l’échelle du Lysimètre Intérieur.

e) Synthèse

Les simulations avec les 2 types de modèle S1 et S2 réalisées dans le cadre du projet ont permis de proposer des paramètres clés influençant le relargage d’Al et Cr à partir du déchet.



1) Le premier paramètre est la variation de la pression partielle de O2,g. Selon que le transfert réactif de l’oxygène dissous est simulé ou non, l’évolution du déchet est très différente. Cas de Al(III) : la quantité d’Al oxydable est rapidement épuisée dans le cas du modèle S1 où l’on considère que l’aluminium métal n’est oxydable que dans la zone supérieure de la grande colonne. Ce modèle simplifié à 2 zones (oxydée/non oxydée) ne peut donc pas expliquer correctement les courbes de relargage de Al observées en sortie de colonne. Dans le modèle S2, l’oxydation du bas de colonne existe dès le départ de la simulation et une phase secondaire contenant Al(III) précipite et limite le lessivage de cet élément en décalant dans le temps le relargage final de cet élément. Cas du Cr(VI) : le modèle S2 explique pourquoi le relargage de Cr(VI) est croissant au fur et à mesure que l’on descend dans la colonne, une fois que l’équilibre entre la vitesse d’écoulement et la cinétique de dissolution est atteint. Aux points BP4-5 et à la sortie, cet équilibre n’est pas encore atteint après 580 jours. 2) Le second paramètre est la quantité d’Aluminium métal Al(0)r susceptible d’être oxydée avant que cette oxydation soit inhibée (précipitation de surface de Al(III) ou autre réaction ?). Moins il y a d’Al(0) oxydable, plus vite Al(III) sera lessivé et plus vite le Cr(VI) atteindra l’équilibre entre la cinétique de dissolution et la vitesse d’écoulement. Il est rappelé que pour reproduire les concentrations mesurées dans les fluides prélevés lors des expérimentations, on a dû supposer que seulement 2 à 3% de l’aluminium métal initialement présent était oxydé. Cette hypothèse est à comparer avec l’estimation de 60% basée sur l’observation minéralogique. Il apparaît que dans la réalité, une majorité de l’aluminium métal oxydé est précipité sous la forme de Gibbsite microcristalline (observée en DRX et au MEB) et éventuellement d’ettringite [Ca6Al2(SO4)3(OH)12:26H2O]) (également détectée). A noter également que la solubilité finale du Cr observée dans la Grande Colonne et dans le Lysimètre Intérieur, pourrait être contrôlée par la précipitation de cette ettringite observée au MEB. En effet les ions chromates pourraient se substituer aux ions sulfates de cette phase (Myneni, 1995). La simulation de cette substitution pourrait être testée en introduisant le soufre dans le modèle géochimique. Finalement, les ordres de grandeur tant au niveau des concentrations qu’au niveau des temps d’apparition, que ce soit pour la Grande Colonne ou pour le Lysimètre Intérieur, semblent corrects pour le modèle S2 simulant le transfert réactif de l’oxygène dissous. Ce résultat montre que les principaux moteurs de relargage du Cr dans ces expériences de lixiviation semblent compris à défaut d’être parfaitement modélisés dans cette étude : les ordres de grandeur des concentrations de chrome sont reproduits aux différentes échelles mais pas les valeurs des concentrations elles–mêmes. Les modèles de transport réactif peuvent donc aider à la compréhension des phénomènes de lixiviation pour des éléments réactifs comme Al ou le Cr et pour donner des indications qualitatives. Cependant, il ne semble pas réaliste, pour un système aussi complexe que le déchet étudié dans le cadre de LIMULE, d’attendre de ces modèles couplés géochimie/transport une véritable capacité prédictive au niveau quantitatif pour le passage d’une échelle à l’autre.


33




5. Discussion et conclusions

5.1. POSSIBILITES ET LIMITES DU RATIO L/S ET DE L’ESSAI EN LABORATOIRE

Le projet LIMULE a permis d’étudier, pendant une période de temps significative (18 mois de mesure), la lixiviation d’un déchet de résidu de procédé thermique (RPT), mélangé avec un sable de Loire, à 3 échelles distinctes et dans différentes conditions de percolation. Concernant les possibilités d’utilisation du déchet étudié, par exemple en technique routière, les observations expérimentales de gonflement du matériau, lié surtout à la formation d’hydroxyde d’aluminium et éventuellement d’ettringite, montrent qu’une telle utilisation est difficilement envisageable. Mais l’objectif du projet LIMULE était, non pas l’étude des possibilités d’utilisation du déchet, mais l’étude des possibilités d’extrapolation de son comportement environnemental d’une échelle à une autre. Or un des résultats les plus significatifs de ce projet a été le constat de la capacité du ratio liquide sur solide (L/S) à permettre une telle extrapolation, pour ce qui concerne les sels solubles (Cl, Na, K, Ca) mais également pour certains éléments traces (Ba, Sr). La capacité du ratio L/S à permettre une extrapolation entre scénarios percolants pour le cas des éléments non-réactifs, ne semble pas avoir été influencée par les différentes conditions d’écoulement (saturé / non-saturé) expérimentées dans le cadre du projet. Pour les éléments réactifs, par contre, dès lors que des cinétiques de réaction deviennent prédominantes, alors le ratio L/S ne permet plus de passer d’une échelle à une autre. C’est le cas notamment pour l’aluminium et le chrome, deux éléments qui sont reliés par des réactions d’oxydo-réduction ; oxydation de l’aluminium métal et réduction de Cr(VI) en Cr(III), ces réactions étant gouvernées par des cinétiques spécifiques. En effet, si l’évolution de la concentration d’un élément est contrôlée avant tout par une cinétique de réaction, plutôt que par la quantité cumulée d’eau ayant traversé le déchet, alors l’utilisation du ratio L/S pour passer de la petite échelle à la plus grande aura pour effet de surestimer les temps de restitution des éléments. Ceci est illustré de manière schématique par la Figure 17. Cette figure représente deux colonnes (1 en rouge et 2 en bleu) de tailles très différentes. On suppose la même densité de déchet dans les deux cas et la masse est donc très supérieure dans le cas de la colonne 2. On mesure l’évolution de la concentration au cours du temps en sortie des deux colonnes : les courbes de restitution sont illustrées en a). La colonne 2 étant plus longue que la colonne 1, l’élément apparaît plus tard en sortie de colonne 2 qu’en sortie de colonne 1, mais ce décalage n’est pas très important parce que c’est une cinétique de réaction qui contrôle l’apparition de l’élément (c’est ce qui a été observé pour le Cr dans le projet LIMULE). On représente ensuite les données de concentration mesurées en fonction du ratio L/S (en b). Parce qu’on divise les volumes



d’eau collectés (supposés ici varier linéairement avec le temps) par une masse beaucoup plus faible dans le cas de la colonne 1 que dans celui de la colonne 2, la courbe rouge de concentrations en fonction du ratio L/S est fortement décalée vers la droite par rapport à la courbe bleue. Si maintenant on suppose qu’on ne possède pas la mesure de la colonne 2 mais qu’on veut la « prédire » à partir de la courbe rouge exprimée en termes de ratio L/S, alors on obtient la courbe bleue en Figure c) : les temps sont décalés vers la droite par rapport aux temps « mesurés » en Figure a).

Colonne 1

C2 = f(t)

C1 = f(t)Temps mesuré

Con

cent

ratio

n

Ratio L/S

Con

cent

ratio

n

Temps calculé à partir de L/S

Con

cent

ratio

n

C1C2

Colonne 2

a)

b)

c)

Note : la courbe bleue est décalée vers la droite par rapport à a)

Figure 17 : Illustration de l’effet d’un contrôle cinétique sur l’utilisation du ratio L/S pour

extrapoler entre les échelles

5.2. MODELISATION DU « TERME SOURCE » : OUTILS D’AIDE A LA COMPREHENSION DU SYSTEME OU/ET OUTILS PREDICTIFS ?

Face au constat qui est fait pour ce qui concerne les éléments réactifs, il a été fait appel à l’outil de modélisation pour tenter d’extrapoler entre les échelles. Des premières tentatives de modélisation avec des modèles simples (le modèle de décroissance exponentielle ou réacteur parfaitement agité et un modèle de transfert convectif-dispersif avec une cinétique de dissolution à partir de la matrice) ont montré l’inadéquation de ces modèles, même pour le cas d’un élément non réactif comme l’ion



chlorure. En effet, une représentation graphique des données mesurées en échelle semi-logarithmique montre, quelle que soit l’échelle considérée, une courbure caractéristique que ces modèles simples sont incapables de reproduire. Il est d’ailleurs recommandé que le calage de données expérimentales de lixiviation soit effectué sur les concentrations mesurées (et non les émissions cumulées) et que la qualité de l’ajustement soit jugée notamment à partir de graphiques en échelle semi-logarithmique. Comme le montre un travail de modélisation des éléments non-réactifs (Cl, Na, K, Ca), effectué à l’aide d’un modèle de réacteurs ouverts parfaitement agités en cascade (R.O.P.A. en cascade), cette courbure caractéristique peut être expliquée par la présence de porosités multiples (zones stagnantes et zones mobiles). Mais cette modélisation montre également la difficulté d’extrapoler entre les échelles puisque lorsqu’on change d’échelle, les paramètres d’ajustement du modèle (notamment le coefficient d’échange entre zone mobile et zone stagnante ou encore le ratio entre volume stagnant et volume des pores) changent également. L’exercice souligne également les limites des essais de traçage effectués avec des traceurs exogènes destinés à préciser les paramètres hydrodynamiques du déchet, car ces traceurs ne « voient » pas nécessairement certaines microporosités qui ont néanmoins une influence directe sur le comportement des solutés endogènes (les solutés libérés par la matrice du déchet). A cette complexité d’ordre hydrodynamique se rajoute la complexité chimique dès lors qu’on s’intéresse au devenir d’éléments réactifs comme l’aluminium et le chrome, éléments qui sont contrôlés par de multiples facteurs parmi lesquels :

- le stock d’aluminium métal disponible pouvant être oxydé,

- la disponibilité de l’oxygène dans le système,

- les cinétiques de réaction d’oxydation de l’Alo et de réduction de Cr(VI),

- les phases minérales pouvant contrôler la solubilité de l’aluminium et du chrome,

- les constantes d’équilibre thermodynamique de ces phases,

- etc. L’interaction entre ces différents mécanismes a été explorée à l’aide d’un modèle dit « couplé » associant le transfert convectif-dispersif et les réactions de spéciation chimique. Cette modélisation permet de préconiser un modèle cinétique qui tient compte de la concomitance de l’oxydation de l’aluminium et de l’infiltration d’oxygène dans la colonne de déchet par le biais de l’eau d’infiltration. Mais les possibilités prédictives, pour passer d’une échelle d’observation à une autre, d’un modèle aussi complexe demeurent relativement limitées ; un tel modèle est un indispensable outil d’aide à la compréhension du comportement du système, avant d’être un véritable outil prédictif. Néanmoins, des progrès rapides sont actuellement en cours pour ce qui concerne cette capacité prédictive. Dans tous les cas elle doit s’appuyer sur une caractérisation détaillée du déchet (voir notamment Kosson et al., 2002). Dans ce rapport, il est illustré



notamment comment les résultats de l’essai TS 14429 (essai « ANC ») peuvent guider la modélisation prédictive. En effet, en sollicitant le déchet dans une large gamme de valeurs de pH, la réponse observée en termes de mise en solution des éléments potentiellement polluants, fournit une information très précieuse pour le choix de l’assemblage minéralogique à considérer dans la modélisation. En couplant cette information avec les observations minéralogiques, on peut mieux contraindre la modélisation et améliorer sa capacité prédictive.

5.3. RECOMMANDATIONS ET PERSPECTIVES

Concernant le « terme source », une information essentielle pour les calculs de prévision d’impact sur les eaux souterraines est la concentration maximale qui sera émise durant le processus de percolation du déchet in situ. Le Tableau 8 synthétise les valeurs maximales de concentrations observées au cours du suivi des différentes expériences menées durant ce projet, ainsi que les ratios L/S auxquels ces concentrations maximales ont été observées. Pour les sels solubles, on note bien que la concentration maximale est d’autant plus élevée que le ratio L/S est faible. Pour un élément comme l’ion chlorure, dont la solubilité dans l’eau est considérable, on peut en déduire que la première concentration mesurée durant l’essai de percolation ascendante (à L/S = 0.1) ne fournit pas la concentration maximale à attendre dans le cas d’une percolation au travers d’une colonne de matériau de hauteur importante (par exemple 20 mètres), où les premiers ratios L/S significatifs seront beaucoup plus faibles : l’eau de percolation aura lessivé une masse de déchet beaucoup plus importante.

Grande Colonne

Casier extérieur

Casier intérieur

Perco labo brgm

Perco labo Polden

Elément Cmax LS Cmax LS Cmax LS Cmax LS Cmax LS

(l/kg) (l/kg) (l/kg) (l/kg) (l/kg)

Cl 96100 0.008 28493 0.022 27600 0.032 6552 0.1 6612 0.1

Na 32100 0.008 8660 0.022 5285 0.032 1130 0.1 1172 0.1

K 25000 0.008 8401 0.022 5045 0.032 1110 0.1 1049 0.1

Ca 30000 0.008 11969 0.022 8020 0.032 1912 0.1 2385 0.1

SO4 306 0.008 42 0.2 170 0.032 214 0.2 95 5

Al (mg/l) 146 0.67 98 0.29 119 0.51* 132 1 138 2

Cr (ug/l) 41 3.02 9 0.26 122 2.43* 31 20* 32 20* Tableau 8 : Synthèse des valeurs Cmax mesurées en fonction du ratio L/S pour

chaque expérimentation Par exemple, en prenant une colonne de 20 m d’épaisseur, une densité de 1500 kg/m3 et une infiltration efficace de 300 mm, on obtient qu’un ratio L/S = 0.1 correspond à un temps t = 10 ans. Comme le montrent les résultats de cette étude, les concentrations en chlorures émises par le déchet à des ratios L/S plus faibles et donc à des temps



plus faibles seront beaucoup plus élevées et devraient être prises en compte dans une évaluation de l’impact potentiel sur les eaux souterraines. Il semblerait, au titre des perspectives, qu’il serait utile d’imaginer une procédure (essai « batch » réalisé à un ratio L/S très faible ou extrapolation à partir de l’essai dynamique) qui permette d’appréhender une concentration maximale, pour le cas des sels solubles, qui soit plus représentative des conditions de terrain. Face à la redoutable complexité du comportement du terme source pour le cas des éléments réactifs, se pose la question de l’utilisation pratique de l’essai normalisé de percolation ascendante pour une prévision de l’émission de ces éléments. Comme il a été vu plus haut, les courbes de restitution des éléments réactifs sont décalées en L/S. Plusieurs pistes pourraient être envisagées pour pallier aux insuffisances de l’essai de percolation ascendante. Pour un déchet donné et dans le cas idéal, une expérimentation à l’échelle semi-pilote pourrait être réalisée en tenant compte des caractéristiques de l’ouvrage en grandeur réelle (géométrie, scénario de percolation...). Mais cette voie risque de se heurter dans de nombreux cas à des difficultés de délais et de coûts et il conviendrait donc de procéder par étapes successives : si la caractérisation par essais batch et essai de percolation ascendante montre qu’il y a des enjeux en terme de risques, alors une phase pilote, c’est à dire à une échelle plus représentative du terrain, pourra être envisagée. On peut envisager également d’effectuer en laboratoire deux essais (au lieu d’un seul), dans deux conditions différentes, fournissant ainsi des premiers éléments d’extrapolation. En parallèle à la colonne réalisée dans les conditions de la norme, une deuxième colonne de percolation ascendante serait effectuée avec une vitesse de percolation divisée par deux et sur une hauteur divisée également par deux pour éviter de rallonger la durée de l’essai. La comparaison entre les deux essais devrait fournir une information directe sur la capacité du ratio L/S à permettre l’extrapolation. Une autre voie consisterait à modifier les conditions de l’essai de percolation ascendante de manière à être certain de se placer du côté « majorant ». Ces modifications pourraient porter sur la température (des températures plus élevées accélérant les cinétiques des réactions) ou sur les conditions de pH (en fonction de la nature du déchet et des résultats des essais en batch). Mais dans tous les cas, l’expérimentation devra nécessairement être menée en parallèle à l’effort de modélisation, car il ne faut pas perdre de vue que la vocation de ces expérimentations est de permettre une évaluation d’un impact potentiel sur le sous-sol et les eaux souterraines. Or une telle évaluation passe nécessairement par une phase de modélisation, qui doit être capable de tenir compte du comportement des polluants émis par le déchet dans les calculs de transfert dans le milieu souterrain.



Remerciements

Nous tenons à remercier la société CIDEME (Gien, France) pour avoir fourni la cendre sous chaudière étudiée dans le cadre du projet LIMULE.


Centre scientifique et technique

Service EPI/DES 3, avenue Claude-Guillemin

BP 6009 – 45060 Orléans Cedex 2 – France – Tél. : 02 38 64 34 34

Documents

Comportement à la lixiviation de cendres d’UIOM étudié à ...infoterre.brgm.fr/rapports/RP-54440-FR.pdf · Comportement à la lixiviation de Projet LIMULE - cendres d’UIOM