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Université de Bourgogne UFR Sciences Vie, Terre & l’Environnement

6 Bd Gabriel – F 21000 DIJON

Rapport de Stage

Potentiel de mobilité d’élément-traces métalliques sur un site de

stockage d’ordures ménagères -

Exemple du cuivre et du zinc dans les boues d’épuration du dispositif de traitement

des lixiviats par lagunage naturel d’un centre de stockage d’ordures ménagères

(Site d’Etueffont, Territoire de Belfort, 90170)

Mémoire réalisé par

Julien GUIGUE Promotion 2008-2009

Maître de stage : Jean LEVÊQUE (Université de Bourgogne) Tuteur pédagogique :Fabrice MONNA (Université de Bourgogne)

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Je tiens à remercier spécialement : -Jean Lévêque, qui m’a encadré tout au long de ce stage, du terrain au laboratoire et jusqu’à la rédaction de ce mémoire.

-Olivier Mathieu, pour sa détermination à doser les gaz à effet de serre. -Marie-Jeanne Milloux pour ses conseils sur l’extraction séquentielle et l’absorption atomique. -Sophie Denimal et Marc Steinmann pour leur bonne humeur et la confiance qu’ils m’ont accordé -Bruno Régent pour son aide apporté sur le terrain. -Hervé Grisey pour les informations qu’ils m’a fourni sur le site d’Etueffont -George Comte qui m’a fourni un hébergement gratuit proche de l’Université de Franche-Comté

SOMMAIRE -Présentation du stage……………………………………………………………………….p. 1 -Présentation des organismes d’accueil.…………………………………………………….p. 2 -Introduction générale……………………………………………………………………….p. 3 -Présentation du site de stockage des déchets ménagers d’Etueffont…….............................p. 3

I) Etude des lixiviats…………………….……………………………………………...p.6

a) Introduction…………………………………………………………………...…p. 6

b) Echantillonnage………………………………………………………………….p. 7

c) Analyses 1) Matériels et méthodes………………………………………………………..p. 7

2) Résultats……………………………………………………………………p. 11

II) Etude des boues d’épuration……………………………………………………….p. 13

a) Introduction………………………………………………………………….....p.13

b) Echantillonnage………………………………………………………………...p. 14

c) Analyses………………………………………………………………………..p. 15 1) Matériels et méthodes………………………………………………………p. 15

2) Résultats……………………………………………………...…………….p. 17

III) Synthèse et discussion p. 21

IV) Conclusion p. 22

Bibliographie p. 23

Liste des Figures

Figure 1 : schéma du site d’Etueffont. p. 5 Figure 2: principe de l’ultrafiltration sur membrane. p. 9 Figure 3 : récapitulatif des étapes de filtration. (d’après Dhivert, 2009) p. 9 Figure 4 : concentration en mg/l des particules (>0 ,45µm) dans le lixiviat brut. p. 11 Figure 5 : Concentrations de COT dans les solutions issues de l’ultrafiltration du lixiviat du 1er bassin. p.12 Figure 6 : proportions de COT dans les différentes phases du lixiviat du 1er bassin. p.12 Figure 7 : concentrations en COT (ppm) mesurées dans les filtrats < à 30 kDa et < à 3 Da.p.12 Figure 8 : localisation des points d’échantillonnage des boues de lagunage. p.15 Tableau 1 : récapitulatif des extractants chimiques du protocole d’extraction séquentielle.p. 16

Tableau 2 : récapitulatif des étapes du protocole d’extraction séquentielle. p.16 Tableau 3 : pourcentage de siccité et mesures de densité apparente. p.17 Figure 9 : pourcentages de C et N dans les boues de lagunage. p.17 Figure 10 : rapport C/N dans les boues de lagunage. p.17 Figure 11 : corrélation entre les concentrations de C dans les boues et dans le lixiviat. p.18 Figure 11 : émissions de CO2 en g de C-CO2 par g de boue de lagunage. p.19 Figure 13 : Teneur totale en Cu dans les boues de lagunage p.20 Figure 14 : Teneur en Cu dans les différentes phases des boues de lagunage. p.20 Figure 15 : Répartition du Cu dans les différentes phases des boues de lagunage. p. 21 Tableau 4 : coefficient de corrélation (R) entre la production de CO2, les teneurs en C dans les boues et les teneurs en Cu p. 22

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Présentation du stage

Actuellement en 1ère année de Master en Sciences de l’Environnement, j’ai effectué un stage professionnalisant d’une durée de cinq semaines. Etant motivé par la recherche, j’ai eu l’opportunité de mieux connaitre ce milieu avec ce stage réalisé au sein de deux unités mixtes de recherche qui travaillent ensemble pour ce projet. Mon stage s’insère au début d’une étude de la mobilité et de la distribution d’élément-traces métalliques (ETM) dans un système d’épuration naturelle par lagunage sur un site de stockage d’ordures ménagères en post-exploitation. La distribution des ETM est mesurée dans les boues de lagunage et leur mobilité est déterminée par l’analyse des lixiviats et des boues. Cette étude menée conjointement par l’Université de Bourgogne (Laboratoire BIOGEOSCIENCES) et l’Université de Franche-Comté (Laboratoire Chrono-environnement) s’étend sur une durée totale de plus de un an et demi. Le but de ce projet est, d’une part, d’étudier la phase colloïdale transportée dans les eaux d’épuration et, d’autre part, de caractériser le mode de spéciation du cuivre et du zinc ainsi que l’évolution des matières organiques dans les boues d’épuration. A une époque où la quantité de déchets ne cesse d’augmenter, cette étude présente un intérêt environnemental évident puisqu’elle a pour objectif de mieux connaitre les mécanismes de transfert de pollution depuis un site de stockage d’ordures ménagères vers l’environnement. Ces pollutions - dans le cas présent, les ETM - représentent un risque pour la santé publique à partir du moment où elles migrent dans d’autres compartiments de l’écosystème (sol, eau, atmosphère..) ou lorsqu’elles sont introduites dans les réseaux trophiques et sont transportées le long des chaines alimentaires. Ma période de stage coïncide avec le début de ce projet et correspond d’une part à l’échantillonnage des boues de lagunage et aux premières analyses sur celles-ci. D’autre part à l’échantillonnage des lixiviats et aux premiers essais d’ultrafiltration servant à définir un protocole analytique précis. La durée du stage étant relativement courte, j’espère continuer à travailler sur ce sujet au cours des mois suivant afin de connaitre les résultats des premières analyses et de vivre les étapes suivantes de ce projet de recherche.

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Présentation des organismes d’accueil

a) Laboratoire BIOGEOSCIENCES (UMR 5561) : Unité Mixte de Recherche CNRS / Université de Bourgogne.

Le laboratoire BIOGEOSCIENCES est actuellement composé d’environ 80 personnes dont des chercheurs du CNRS, des enseignants chercheurs de l’ Université de Bourgogne, des doctorants, des personnels IATOS (Ingénieurs, Administratifs, Techniciens, Ouvriers et personnel de Service) de l’uB et ITA (Ingénieurs, Techniciens et Administratifs) du CNRS, des ATER (Attachés Temporaires d'Enseignement et de Recherche) et des chercheurs libres. Situé au 6 boulevard Gabriel à Dijon, dans l’UFR des Sciences de la Vie, de la Terre et de l’Environnement, l’UMR est organisée en trois branches :

� L’équipe ECO/EVO (écologie évolutive) étudie les interactions entre organismes suivant trois axes principaux : « l’immuno-écologie », « l’écologie du parasitisme et la co-évolution », et « l’évolution des régimes d’appariement ».

� L’équipe FED (forme – évolution – diversité) oriente ses recherches vers les domaines suivants : « évolution et développement », « différenciation et phylogénie » et « dynamique de la biodiversité ».

� L’équipe SEDS (système, environnement et dynamique sédimentaire) est organisée suivant quatre axes de recherche : « transfert de matières dans les systèmes actuels et passés », « paléoclimats du Jurassique et du Crétacé », « genèse et diagenèse des réservoirs carbonatés », « interactions entre l’enregistrement stratigraphique et la déformation de la lithosphère continentale ».

C’est au sein de cette dernière unité que j’ai effectué mon stage, suivant une thématique liée aux transferts de matières dans les systèmes actuels et en collaboration avec Jean LEVEQUE et Olivier MATHIEU, enseignants chercheurs, et Marie-Jeanne MILLOUX, technicienne du laboratoire.

b) Laboratoire Chrono-environnement (UMR 6249) : Unité Mixte de Recherche CNRS / Université de Franche-Comté.

Le laboratoire Chrono-environnement est composé de près de 200 personnes dont une centaine d’enseignants chercheurs, 64 doctorants et post-doctorants et une trentaine d’ITA et ITARF (Ingénieurs, Technicien et Administratifs de Recherche et de Formation). Il est situé dans l’UFR Sciences et Techniques, 16 route de Gray à Besançon. L’objectif annoncé par le laboratoire est de conjuguer un grand nombre de disciplines afin de caractériser les états, les dynamiques et les fonctionnements des biogéosystèmes. Pour cela, les équipes de recherches s’organisent suivant trois thèmes de recherche : « Interactions et transferts dans la biogéosphère » ; « Populations, Territoires et Environnement » ; « Systèmes écologiques, stress et contaminants ». Mon stage était ici axé vers ce troisième thème et plus précisément sur les modes de transport des substances toxiques et j’étais accompagné par deux enseignants chercheurs : Sophie DENIMAL et Marc STEINMANN, et le technicien du laboratoire de chimie des eaux : Bruno REGENT. Introduction générale

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L’humanité a recours à la mise en décharge depuis des siècles afin d’éliminer les déchets d’une manière simple, efficace et peu onéreuse. L’augmentation récurrente de la production et de l’usage des biens de consommation engendre une hausse constante des quantités de déchets produits et, à titre d’exemple, la production moyenne française de déchets est de près de 75000 tonnes par jour. Le stockage des ordures ménagères représente un risque important de contamination pour l’environnement principalement par des composés organiques mais également par des composés inorganiques tels que les ETM (Ettler et al. 2006). La composition et les concentrations des matières toxiques dans le lixiviat dépend à la fois de facteurs hydrogéologiques et climatiques ainsi que du type de déchets et de leur durée de stockage. Le transfert des polluants se fait suivant des phénomènes de lixiviation et de ruissellement ou d’infiltration jusqu’aux nappes d’eaux superficielles ou sous-terraines (Silva et al. 2004 ; Baun et al. 2004). Ce type de pollution représente une menace sérieuse pour l’environnement et la santé. En effet il existe un risque de dégradation de la qualité des eaux pouvant mener à des problèmes de potabilité de l’eau (Belle et al. 2008) pour les communes en aval. L’adsorption et la fixation des métaux par le sol et les sédiments créent une source de danger supplémentaire puisqu’à long terme, les ETM peuvent être remobilisés lors de modifications physico-chimiques du milieu (Ettler et al. 2006). Enfin, la biodisponibilité des substances toxiques se traduit par un transfert vers les plantes ou les animaux et ainsi le long des réseaux trophiques (Torri et al. 2008). L’eau étant l’agent de transport principal des polluants, dans certains cas, des installations de traitements des lixiviats par lagunage naturel et par des filtres de graviers permettent l’accumulation des substances toxiques dans les boues d’épuration et un abattement important de la charge polluante (Aleya et al. 2006) et ainsi l’effluent traité peut être rejeté dans l’environnement sans risque majeur de contamination. Site de l’étude : centre de stockage d’ordures ménagères à Etueffont. La commune d’Etueffont est située à 15 km au Nord-est de la ville de Belfort. La décharge est gérée par le SICTOM (Syndicat Intercommunal de Collecte et de Traitement des Ordures Ménagères) de la zone sous-vosgienne. De 1976 à 2002, ce site recevait les déchets des habitants des 66 communes regroupées dans le SICTOM. Jusqu’en 1998, les ordures étaient déposées directement sur le sol. Dès le début du stockage, le SICTOM a mis en place un système qui consiste à broyer les déchets et à les déposer par couches de un mètre d’épaisseur non compactées et recouvertes seulement après un mois de maturation. Ce procédé génère de grandes quantités de lixiviats et permet une importante dégradation aérobie permettant d’éviter la production de méthane. Notons également que les déchets encombrants (appareils électriques, électroménager,..) ont été également stockés sur ce site jusqu’en 1999 et représentent une source potentielle d’ETM. Après 1998 et pour répondre aux normes, un casier étanche indépendant de l’ancienne décharge a été construit et a reçu les ordures ménagères jusqu’en 2002, tandis que l’ancienne décharge était recouverte d’une couche argileuse épaisse de un mètre (Photo 1). Lors de la construction de ce casier, plusieurs sources ont été mises à jour. La qualité des eaux était faiblement dégradée par les eaux d’infiltration de l’ancienne décharge.

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Suite à la loi du 13 juillet 1992 qui stipulait qu’à compter du 10 juillet 2002, les installations d'élimination des déchets par stockage ne seraient autorisées à accueillir que des déchets ultimes, le centre a fermé et doit être suivi pendant 30 ans. A partir de 1994, une installation de traitements des lixiviats par lagunage naturel (Photo 2) a été mise en place en aval de la décharge. Ce système consiste ici à laisser l’eau séjourner successivement dans quatre bassins ouverts. Deux filtres en graviers et en galets divisent la première lagune (bassins 1, 2, 3). L’épuration biologique permet l’abattement de la charge polluante et la stabilisation des boues produites. Les lagunes reçoivent les lixiviats de l’ancienne décharge et du casier étanche et se rejettent dans le milieu naturel par le ruisseau du gros pré (Photo 3). À la sortie de la dernière lagune et au niveau de chaque lagune, un système d’évacuation du trop plein permet le rejet dans le ruisseau (Photo 4). La source de ce ruisseau correspond aux eaux qui circulent sous le casier étanche et qui sont faiblement contaminées par les polluants issus de l’ancienne décharge. Le ruisseau reçoit également les eaux de pluies qui ruissellent à la surface du site et sont collectées dans un réseau séparatif qui permet d’éviter le transit de ces eaux non contaminées dans le dispositif d’épuration. De plus, une déchetterie est située à côté du site et le ruisseau reçoit les effluents traités de la fosse septique et de l’eau pluviale qui ruisselle sur la zone d’activité.

Photo 4 : zone de rejets des eaux de pluies et du trop plein de la 1ère lagune dans le ruisseau du gros pré. -->

Photo 1 : vue de la zone de stockage réhabilitée.

Photo 2 : vue du système de lagunage (2ème bassin au 1er plan et lagunes A et B au 2ème et 3ème plans.

�Photo 3 : zone de rejets des lixiviats entre la dernière lagune et le ruisseau. (pas de rejets lors de longue périodes sèches).

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La Figure 1 représente le site de stockage d’ordures ménagères d’Etueffont. Le site est situé sur des schistes du Dévono-Dinantien. Une étude géophysique de Belle en 2007 a mis en évidence une infiltration des lixiviats à travers le substratum et un bilan hydrique a montré un déficit de restitution correspondant aux infiltrations souterraines.

AD : ancienne déchargeNC : nouveau casier

Collecteur NC : collecteur nouveau casierCollecteur AD : collecteur ancienne décharge Collecteur SC: collecteur Sous-casier

Lagune A

Il est important de savoir que de nombreux travaux de recherches scientifiques ont été et sont encore réalisés sur ce site. Les populations bactériennes des différentes lagunes ont été caractérisées, des poissons ont été introduits dans la dernière lagune afin d’étudier la biodisponibilité des polluants. Enfin, une analyse des aulnes situés en aval du site par des méthodes de dendrochronologie est en cours dans le but de retracer l’évolution de la pollution enregistrée dans les cernes des arbres au cours du temps.

Figure 1 : schéma du site d’Etueffont.

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I) Etude des lixiviats

a) Introduction

L’étude approfondie des lixiviats fournit des informations essentielles sur les mécanismes de transfert des ETM. De nombreuses études (Lyven et al. 2003 ; Dupré et al. 1999 ; Øygard et al. 2007 ; Pourret et al. 2007 ; Jensen et al. 1999) rapportent que la majorité des métaux sont liés aux phases colloïdales (Ø > 1 nm) et particulaires (Ø > 0,45µm) alors que les concentrations en solution restent relativement faibles. Les colloïdes sont des agrégats moléculaires qui se forment par la précipitation d’éléments passant en milieu oxydant, ayant un diamètre inférieur à 0,2 µm et étant généralement dominés par deux groupes de tailles différentes : les colloïdes inorganiques riches en oxyhydroxydes de fer (Ø > 5 nm) et les colloïdes organiques (1 < Ø < 1,5 nm) (Lyven et al. 2003). La majorité des éléments transportés par voie colloïdales sont liés à ces phases (Dahlqvist et al. 2007 ; Andersson et al. 2006). Une étude fractionnée des ETM en solution suivant les différentes phases (dissoute, colloïdale et particulaire) est intéressante pour l’évaluation de la biodisponibilité de ces éléments (Øygard et al. 2007). En effet, les métaux fortement liés avec les colloïdes riches en fer ou en matière organique sont caractérisés par une biodisponibilité moins importante que les métaux présents dans la solution sous formes d’ions. Quand à ceux intégrés dans les réseaux cristallins des argiles, ils ne sont pas biodisponibles. Plusieurs méthodes d’ultrafiltration ont été mises au point et permettent d’analyser séparément les différentes phases. Cependant des biais analytiques peuvent apparaitre : pendant l’ultrafiltration l’équilibre électrostatique est bouleversé et un rééquilibrage des charges dans le filtrat et dans le rétentat s’effectue par la fixation de cations ou de métaux sur la surface des colloïdes (Dupré et al. 1999). Ce phénomène modifie la spéciation des éléments dans le lixiviat et il est donc recommandé d’effectuer les filtrations dans les plus brefs délais afin de minimiser les échanges chimiques entre les différentes phases de la solution. Il est également judicieux d’utiliser plusieurs méthodes d’ultrafiltration en parallèle afin de minimiser le risque d’interpréter des artefacts comme des variations naturelles (Buffle et al. 1998 in Dahlqvist et al. 2007). Dans cette étude nous avons comparé deux techniques d’ultrafiltration : l’ultrafiltration sur membrane poreuse (CFF) et l’ultracentrifugation. Le premier objectif de ce travail était de déterminer la spéciation chimique des ETM, des éléments majeurs et du carbone organique dans le lixiviat pour déterminer les rôles des différentes phases dans les transferts d’ETM. De plus, nous voulions confronter les résultats des deux méthodes pour estimer si l’ultracentrifugation, plus rapide et plus simple à réaliser, permettait d’analyser les échantillons. Cette technique peut être réalisée sur le terrain sans grandes difficultés et permet de traiter les échantillons dans les délais les plus courts, évitant au maximum les modifications chimiques des échantillons.

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b) Echantillonnage Une campagne de prélèvements a été organisée pour le Lundi 25 mai 2009. Accompagné de Bruno REGENT, une heure passée sur le site nous a été suffisante pour collecter les échantillons désirés. Nous avons utilisé des flacons de deux litres et nous avons prélevé les lixiviats au niveau de la surface de la lagune et à proximité de l’arrivée d’eau (Photo 5). Un échantillon a été prélevé dans chaque lagune et deux échantillons ont été extraits du premier bassin. C’est sur ce premier bassin que des analyses supplémentaires ont été effectuées pour comparer les deux techniques d’ultrafiltration.

c) Analyses 1) Matériels et méthodes

Des mesures de température, de pH et de conductivité électrique ont été effectuées directement sur le terrain à l’aide d’un pH-mètre conductimètre WTW (Photo 6). 1ère étape : séparation de la phase particulaire De retour au laboratoire, les échantillons ont été directement filtrés à l’aide d’une unité de filtration composée d’un entonnoir, d’un porte-filtre et d’un vase pour récupérer le filtrat (Photo 7). Une dépression est crée dans le vase, ce qui permet d’accélérer la filtration. Des filtres Whatman en cellulose avec des pores d’une taille de 0,45µm ont été utilisés dans le but de séparer la phase particulaire de la solution. Cette étape a permis de définir la concentration de particules dans le lixiviat. La différence de poids entre le filtre sec avant et après filtration rapporté au volume de lixiviat passé dans le filtre nous donne la concentration de particules en mg/l. Les particules récupérées sur chaque filtre (Photo 8) subiront ensuite une attaque acide (HF-HNO3-HClO4) puis seront analysées par des méthodes d’ICP au Laboratoire LHyGeS à Strasbourg. Les concentrations en éléments majeurs et en ETM seront déterminées (Si, Al, Mg, Ca, Fe, Mn, Ti, Na, K, P, Sr, Ba, V, Cr, Co, Ni, Cu, Zn, As, Rb, Y, Mo, Sn, Cs, La, Ce, Pr, Nd, Sm, Eu, Gd, Tb, Dy, Ho, Er, Tm, Yb, Lu, Pb, Th, U). Le filtrat est conservé pour les expériences d’ultrafiltration.

Photo 5 : prélèvement à l’entrée du 1er bassin. Photo 6 : pH-mètre conductimètre WTW utilisé sur le terrain.

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2ème étape : ultrafiltration.

a) Ultrafiltration à travers des membranes (Labscale TFF system)

Le liquide obtenu après la première étape est ensuite filtré sur des membranes en nitrocellulose (Pellicon XL 50, Millipore®) avec des pores laissant passer les composés d’un poids inférieur à 1000 kDa (≈50nm) et 5 kDa (≈2,5nm) et ne retenant pas les ETM. Un appareil d’ultrafiltration Pellicon Labscale XL Millipore® (Photo 9) a été utilisé pour séparer les phases suivantes :

� 1000 kDa < colloïdes grossiers < 0,45µm � 5 kDa < colloïdes fins < 1000 kDa � phase dissoute < 5 kDa

Principe de l’ultrafiltration (Figure 2) :

• L’échantillon est versé dans le réservoir de 500 ml. • L’agitateur magnétique et la pompe sont mis en fonctionnement.

• Le liquide est envoyé sous pression dans la membrane de filtration. • La partie du lixiviat qui ne traverse pas la membrane est renvoyée dans le réservoir. • La partie du liquide qui traverse la membrane est récupérée : c’est le perméat.

• Le rétentat est remis en circulation dans le réservoir. Cette technique permet de concentrer les colloïdes ne pouvant traverser la membrane dans un volume dix fois plus petit que le volume de départ (Figure 3). L’ultrafiltration est répétée plusieurs fois afin d’obtenir des volumes de perméat et de rétentat suffisants pour les analyses.

Photo 7 : unité de filtration du lixiviat en fonctionnement.

Photo 8 : filtre Whatman 0,45µm après la filtration.

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Seul l’échantillon du premier bassin a été analysé avec cette technique. La détermination des anions et des cations est réalisée au laboratoire Chrono-Environnement par des méthodes d’absorption atomique (AA 100 Perkin Elmer®) et de chromatographie ionique (DX 100 Dionex®). Les ETM sont analysés par des méthodes d’ICP au Laboratoire LHyGeS à Strasbourg (V, Cr, Co, Ni, Cu, Zn, As, Rb, Mo, Cd, Sn, Cs, Pb, Th, U, Sc, Y, REE en ICP-MS et Al, Si, P, Mn, Fe, Sr, Ba en ICP-AES). Le carbone organique total (COT) est mesuré au Laboratoire BIOGEOSCIENCES à Dijon au moyen d’un analyseur de COT (5000A Shimadzu®) et les ions hydrogénocarbonates sont dosés immédiatement par méthode volumétrique (avec du HNO3 [0,1 N]) au laboratoire Chrono-Environnement avec les premiers aliquotes récupérés afin d’éviter les interactions avec le CO2 atmosphérique.

Photo 9 : appareil d’ultrafiltration Millipore XL50

Figure 2: principe de l’ultrafiltration sur membrane.

Figure 3 : récapitulatif des étapes de filtration. (d’après Dhivert, 2009)

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Les solutions analysées sont : • La solution de départ (filtrat à 0,45µm)

• Le rétentat de la filtration à 1000 kDa ; le perméat de la filtration à 1000 kDa • Le rétentat de la filtration à 5 kDa ; le perméat de la filtration à 5 kDa

Les volumes prélevés sont :

• 15 ml pour l’analyse des anions • 15 ml pour l’analyse des ETM (échantillons acidifiés à pH< 2 avec HNO3 [5N]) • 30 ml pour l’analyse des cations (échantillons acidifiés à pH< 2 avec HNO3 [5N])

• 50 ml pour l’analyse des ions HCO3-

• 100 ml pour l’analyse du COT (échantillons acidifiés à pH< 2 avec HCl [2N])

Soit, au total, 210 ml pour chaque phase. La technique d’ultrafiltration consiste à concentrer les colloïdes dans le rétentat. Dans cette expérience, le facteur de concentration est de 10. Afin d’obtenir un volume suffisant pour les analyses de chaque solution, 2,5 litres de lixiviat filtré à 0,45µm ont été ultrafiltrés à 1000 kDa et séparés entre le rétentat (0,25 litre) et le perméat (2,25 litres). Celui-ci, à son tour filtré, donnait 225 ml de rétentat et 2,025 litres de perméat. Calcul des concentrations.

Les calculs de concentrations sont basés sur l’hypothèse que seuls les colloïdes d’une taille supérieure aux pores des membranes sont concentrés et que la matrice composée des espèces de taille inférieure aux pores à des concentrations inchangées (Dahlquist et al. 2007). Cependant, des études antérieures suggèrent que les espèces perméables sont affectées par l’ultrafiltration (Viers et al. 1997 ; Dahlquist et al. 2004). La méthode de calcul des concentrations dans les fractions colloïdales utilise les concentrations mesurées dans les fractions de perméat et de rétentat.

(Équation. 1) : [X]coll./part. = ([X] rét. – [X]per.) / facteur de concentration

Avec [X]coll./part. : concentration dans la phase colloïdale ou particulaire,

[X]rét. : concentration dans le rétentat et [X]per. : concentration dans le perméat.

b) Ultrafiltration par centrifugation Les échantillons des quatre lagunes filtrés à 0,45µm sont utilisés pour cette deuxième méthode d’ultrafiltration. 15 ml de filtrat sont placés dans des tubes à centrifugeuse (Millipore® Amicon Ultra 15) équipés d’un filtre. Deux types de filtre sont utilisés pour cette expérience : les premiers ont des pores qui correspondent à un poids moléculaire de 30 kDa et les deuxièmes à 3 kDa. Deux tubes sont centrifugés par échantillons et par type de filtre. Un premier pour l’analyse du COT et un deuxième pour l’analyse des ETM. Les échantillons filtrés à 300 kDa sont centrifugés à 2500 tr/mn pendant 20 minutes alors que pour la seconde filtration à 3 kDa, les échantillons sont centrifugés pendant 45 minutes à 3200 tr/mn. L’appareil utilisé est une centrifugeuse Biofuge primo Héraeus instruments®.

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L’échantillon prévu pour l’analyse des ETM est ensuite acidifié avec du HNO3 [3N] à pH < 2 pour éviter l’adsorption des éléments sur les parois du tube. L’échantillon pour le COT est acidifié avec du HCl [2N] afin de bloquer l’action des microorganismes qui ferait chuter la concentration en COT. Le COT est analysé au laboratoire BIOGEOSCIENCES à Dijon (analyseur 5000A Shimadzu® ). Les ETM sont analysés au Laboratoire LHyGeS à Strasbourg (ICP-MS, ICP-AES). Au final, les échantillons obtenus sont :

• 4 échantillons filtrés à 0,45µm pour l’analyse des ETM dans les quatre lagunes.

• 4 échantillons filtrés à 0,45µm pour l’analyse du COT dans les quatre lagunes. • 4 échantillons filtrés à 30 kDa pour l’analyse des ETM dans les quatre lagunes.

• 4 échantillons filtrés à 3 kDa pour l’analyse des ETM dans les quatre lagunes. • 4 échantillons filtrés à 30 kDa pour l’analyse du COT dans les quatre lagunes. • 4 échantillons filtrés à 3 kDa pour l’analyse du COT dans les quatre lagunes.

2) Résultats

2.a) Analyse de la phase particulaire

La première étape de filtration à 0,45 µm permet d’obtenir la concentration en particules des échantillons (Figure 4).

Cette première étape permet de constater une diminution de la charge particulaire au cours du trajet de l’eau dans les lagunes. Il y a un abattement des deux tiers des particules entre le premier bassin et la lagune A. Cet abattement est à mettre en relation avec les filtres de galets et de graviers installés entre les bassins qui permettent de retenir les composés de grandes tailles. La charge restante est divisée de moitié entre l’entrée de la lagune A et l’entrée de la dernière lagune. Le passage dans les lagunes permet la décantation de la moitié des particules contenues dans le lixiviat. L’attaque acide des filtres et l’analyse des ETM n’ont pas été réalisées pour le moment.

Figure 4 : concentration en mg/l des particules (>0 ,45µm) dans le lixiviat brut.

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2.b) Ultrafiltration à travers des membranes (Labscale TFF system) Seul le lixiviat du premier bassin a été analysé avec cette technique. Les analyses des anions, des cations et des ETM seront réalisées ultérieurement. Les résultats de l’analyse du COT révèlent une forte concentration dans le rétentat de l’étape d’ultrafiltration avec une membrane à 5 kDa (Figure 5). Le calcul des concentrations d’après l’équation 1 permet d’obtenir la proportion de COT réparti entre chaque phase (Figure 6).

D’après la Figure 5, la majeure partie (86,5%) du COT se trouve en phase dissoute mais une proportion non négligeable (13,1%) est mesurée dans la phase colloïdale comprise entre 5 kDa et 1000 kDa. Les colloïdes de poids moléculaires supérieure à 1000 kDa ne véhiculent que 0,4% du carbone organique présent dans le lixiviat. 2.c) Ultrafiltration par centrifugation

L’analyse des ETM n’a pas été réalisée pour le moment. Les mesures de concentrations en COT montrent une tendance similaire pour le 1er bassin et les lagunes A et B entre les deux filtrats différents (Figure 7). Dans la dernière lagune, la

Figure 5 : Concentrations de COT dans les solutions issues de l’ultrafiltration du lixiviat du 1er bassin.

Figure 6 : proportions de COT dans les différentes phases du lixiviat du 1er bassin. .

Figure 7 : concentrations en COT (ppm) mesurées dans les filtrats < à 30 kDa et < à 3 kDa. .

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concentration de COT dans le filtrat < 30 kDa se distingue des autres valeurs. Cette zone en aval du système de lagunage reçoit une grande quantité de feuilles mortes. De plus la végétation (roseaux à massettes, roseaux à balais) est très présente sur les berges de cette lagune et une forte activité biologique (poissons, grenouilles, vers de vase) a été remarquée lors de l’échantillonnage. L’enrichissement en COT est à considérer en relation avec les apports de la végétation (feuille, roseaux).

II) Etude des boues d’épuration

a) Introduction L’augmentation des quantités de boue de lagunage constitue un problème majeur de pollution de l’environnement. Elles présentent généralement des taux importants d’ETM. De faibles quantités d’oligoéléments que sont le Cu et le Zn sont essentielles pour les êtres vivants alors que des concentrations trop élevées créent des troubles environnementaux (Jamali et al. 2009). Les ETM associés aux différents compartiments chimiques de ces boues ont des impacts différents sur l’environnement. Leur biodisponibilité, leur mobilité et leur toxicité potentielle sont mieux caractérisées par leur spéciation entre les différentes phases que par leur concentration totale (He et al. 2009). La procédure d’extraction séquentielle fournit des informations sur le fractionnement chimique des métaux entre les différentes phases et permet d’évaluer leur mobilité. La spéciation chimique des ETM dépend de leur état chimique initial dans le lixiviat, des caractéristiques physico-chimiques des boues et des mécanismes d’adsorption et de précipitation (Torri et al. 2008). L’utilisation de plusieurs agents chimiques qui extraient successivement les phases de plus en plus réfractaires permet d’évaluer la mobilité de ces métaux. Cependant des artefacts peuvent apparaitre notamment du fait de phénomènes d’extraction de métaux dans des autres phases que celle désirée ou de l’extraction partielle des métaux d’un compartiment visé. De nombreux protocoles d’extractions chimiques existent (Shuman 1985 ; Tessier et al. 1979 ; BCR) et ont été modifiés par de nombreux auteurs (Nemati et al. 2009). Ils permettent de mesurer les concentrations en métaux dans trois à six phases plus ou moins réfractaires à l’extraction. Les boues de lagunage étant très chargées en substances organiques, la dynamique de la matière organique est un thème intéressant à développer. En effet les polluants organiques sont très concentrés dans les lixiviats de décharge et leur migration vers l’environnement représente un danger pour les écosystèmes (Belle et al. 2008). De plus, la dégradation des matières organiques est une source de gaz à effet de serre et ces émissions, peu étudiées jusqu’à présent, sont également une menace pour l’environnement. Le but de ce travail était de déterminer les concentrations totales en Cu et en Zn ainsi que leur répartition dans les différents compartiments chimiques des boues de lagunage (échangeable, lié à la matière organique, lié aux oxydes de Mn, lié au oxydes de Fe, résiduel). La dynamique de la matière organique et les émissions de gaz à effet de serre étaient également investiguées.

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b) Echantillonnage L’échantillonnage des boues de lagunage marquait le début de mon stage. En compagnie de Jean LEVEQUE, une journée a été necessaire pour collecter l’ensemble des échantillons désirés. Cette journée nous a également permis de découvrir le site qui nous a été présenté par Hervé GRISEY, enseignant-chercheur associé (PAST) à l’UFC et vice-président du SICTOM, et Marcel GRAPIN, président du SICTOM. Les prélèvements ont été effectués avec une benne Eckmann (photo 12). Equipés de grenouillères, nous sommes entrés dans les lagunes et avons suivis des transect depuis l’arrivée d’eau jusqu’à la sortie (photo 13). Nous avons prélevé quatre fois dans chaque lagune et entre trois et cinq fois dans les différents bassins.

Un échantillonnage plus fin des bassins était décidé car nous pensions alors que les ETM étaient plus concentrés en amont du système de lagunage. De plus, les boues dans le 1er et le 3ème bassin présentaient des stratifications de couleurs différentes (photo 14) qui nous ont permis de subdiviser les échantillons en horizons verticaux (photo15).

Photo 12 : prélèvement des boues de lagunage à l’aide de la benne Eckmann

Photo 13 : transect d’échantillonnage. Exemple de la lagune C.

Photo 15 : deux types d’échantillons : un composite (en bas) et des sous-échantillons (0-1 cm, 1-2 cm, 2-3 cm, 3-4 cm, 4-5cm).

Photo 14 : boue de lagunage du 1er bassin

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Au total, le nombre d’échantillons était de (Figure 8) :

• B1 : 21 échantillons (3 flacons, 4 composites et 14 sous-échantillons).

• B2 : 5 échantillons (5 composites) • B3 : 6 échantillons (2 composite, 3

sous-échantillons et 1 échantillon d’argile de fond)

• LA : 4 échantillons (4 composites) • LB : 4 échantillons (4 composites) • LC : 4 échantillons (4 composites)

Nous avons rencontré des difficultés au cours des prélevements avec la benne Eckmann. Ce mode de prélevement assez grossier détruit la structure des sédiments. De plus, des morceaux de plastiques, des branches et des racines ont entrainé la perte d’échantillons et la répétition des opérations. Enfin, certains échantillons de boue ont été contaminés par les argiles de colmatage, solides et friables. Disposés pour imperméabiliser le fond des lagunes, ils ont été prélevés lors de l’utilisation de la benne Eckmann. De retour au laboratoire, les échantillons étaient, dans un premier temps, stockés à 4°C puis séchés à 40°C dans une étuve. Après quoi ils ont été tamisés à 2 mm et stockés à 20°C et à l’obscurité dans des barquettes en plastiques.

c) Analyses 1) Matériels et méthodes

Le pourcentage de siccité a été déterminé pour chaque échantillon en pesant un sous-échantillon avant et après séchage. Ce paramètre exprime le pourcentage de matières sèches contenu dans l’échantillon de départ. Dans un premier temps, les analyses ont été réalisées sur un échantillon de chaque bassin et un échantillon de chaque lagune. La densité apparente a été déterminée. Les concentrations totales de carbone et d’azote dans les boues ont été mesurées sur des échantillons broyés de 15 µg par la méthode de combustion sèche (Parat et al. 2007). Les mesures ont été réalisées avec un analyseur Carlo Erba® CNS 1500 au Laboratoire BIOGEOSCIENCES. Le standard utilisé était l’atropine (70,56 % de C et 4,84 % de N). Des microcosmes ont été préparés (photo 17) pour évaluer le potentiel d’émission de gaz à effet de serre des boues de lagunage. Cinq grammes de boue sèche ont été introduits dans des fioles de 100 ml et portés à des humidités massiques de 400% (conditions de terrain), 200% et 100%. 10 ml de gaz ont été prélevés dans ces fioles après 3, 10 et 15 jours d’incubation à 20°C dans l’obscurité. Les gaz ont ensuite été analysés par une méthode de chromatographie en phase gazeuse avec un appareil Agilent Technologies® 7890A GC system équipé de détecteurs à conductivité thermique (TCD) et à ionisation de flamme (FID). Nous avions envisagé de mesurer les émissions de CO2, N2O et CH4. Les concentrations totales en Cu et Zn dans les boues de lagunages sont obtenues après l’attaque acide (HF-HNO3-HClO4) des échantillons broyés. De 1 à 2 grammes d’échantillon broyé

Figure 8 : localisation des points d’échantillonnage des boues de lagunage.

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sont attaqués à froid par 10 ml d’ HNO3 concentré et 10 ml d’HF concentré pendant une nuit. Après quoi ils sont chauffés plusieurs jours puis les acides sont évaporés. Ensuite, 0.2 µl d’HClO4 concentré sont ajoutés et dilués avec de l’eau MilliQ. L’échantillon est chauffé jusqu’à évaporation du liquide et est repris avec 20 ml d’ HNO3 ([1N]). Après une nouvelle évaporation, 20 ml d’ HNO3 ([1N]) sont de nouveau ajoutés et la solution est centrifugée 15 mn à 10000 tr/mn (centrifugeuse Beckman Avanti J-25). Le surnageant est récupéré pour l’analyse par spectrométrie d’absorption atomique de flamme (FAAS). La FAAS réalisée au Laboratoire BIOGEOSCIENCES permet de déterminer les concentrations en Cu et en Zn dans les échantillons. C’est une des techniques les plus couramment utilisées pour mesurer les concentrations en Cu et en Zn (Nemati et al. 2009, Jamali et al. 2009). L’extraction séquentielle est réalisée d’après un protocole établi au Laboratoire BIOGEOSCIENCES par David LANDRY, Marie-Jeanne MILLOUX et Jean LEVEQUE (Tableau 1 et 2). Adapté du protocole de Shuman, ce protocole d’extraction a été mis au point afin d’assurer la progressivité dans la séparation des différents compartiments chimiques des boues de lagunage. L’ordre d’extraction établi permet de minimiser les biais que peuvent créer les extractants puissants lorsqu’ils prélevent dans des compartiments plus labiles. Ainsi cette experience permet de séparer les ETM liés aux phases les plus labiles (fraction échangeable et fraction liée aux matières organiques) de ceux liés aux phases plus réfractaires (oxydes de Fe et Mn, minéraux silicatés).

Compartiment d'extraction Extractant formule

Phase 1 échangeables nitrate de magnésium MgNO3 1M (pH 6)

Phase 2 matières organiques eau de javel NaClO 0,7M (pH 8,5)

Phase 3 oxydes de Mn hydroxyle ammonium NH2OH-HCl 0,1M (pH 2)

Phase 4 oxydes de Fe amorphes réactif de Tamm H2C2O4 0,2M + (NH4)2C2O4-H2O 0,2M (pH3)

Phase 5 oxydes de Fe oxydés réactif de Tamm + acide ascorbique H2C2O4 0,2M + (NH4)2C2O4-H2O 0,2M +CH2OHCHOHC4H(OH)2OO 0,1M

Phase 6 résidu d'extraction minéralisation totale HF-HNO3-HClO4

Roche totale Roche totale minéralisation totale HF-HNO3-HClO4

Tableau 1 : récapitulatif des extractants chimiques du protocole d’extraction séquentielle.

Compartiment d'extraction Temps de contact centrifugation filtration reprise HNO3

Phase 1 échangeables 2 h avec agitateur à retournements 15 mn à 10000 tr/mn et à 4°C oui non

Phase 2 matières organiques 30 mn au bain marie à 80°C 15 mn à 10000 tr/mn et à 4°C oui oui

Phase 3 oxydes de Mn 30 mn avec agitateur à retournements 15 mn à 10000 tr/mn et à 4°C non non

Phase 4 oxydes de Fe amorphes 4 h à l'obscurité avec agitateur à retournements 15 mn à 10000 tr/mn et à 4°C non oui

Phase 5 oxydes de Fe oxydés 30 mn au bain marie à 80°C 15 mn à 10000 tr/mn et à 4°C non oui

Phase 6 résidu d'extraction > 24 h 15 mn à 10000 tr/mn et à 4°C non oui

Roche totale Roche totale > 24 h 15 mn à 10000 tr/mn et à 4°C non oui

Tableau 2 : récapitulatif des étapes du protocole d’extraction séquentielle.

2) Résultats

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Nous allons présenter l’ensemble des mesures physiques et chimiques réalisées. Les analyses ont été effectuée sur un échantillon de chaque bassin (B1, B2, B3) et un échantillon de chaque lagune (LA, LB, LC). Nous tenons à remarquer que l’échantillon B3 s’individualise des autres. En effet, les problèmes rencontrés au cours de l’échantillonnage avec la contamination de certains échantillons par les argiles de fond ont affecté ce prélevement. Les analyses effectuées sur l’échantillon B3 ne reflètent donc pas la réalité et ne les résultats ne seront pas présentés. 2.a) Caractéristiques physiques des boues d’épuration. Le Tableau 3 montre les résultats des mesures de siccité et de densité apparente des boues de lagunage. Le pourcentage de siccité évolue entre 19,4% et 35,7%. A part pour la lagune B, ces résultats sont homogènes. La valeur de siccité obtenue pour l’échantillon LB peut être biaisée par le fait qu’elle a été calculée sur un échantillon non représentatif de l’ensemble (présence de fragments végétaux ou de petits cailloux). En effet, lors du prélèvement et des premières manipulations sur les échantillons, aucune différence n’a été remarquée entre LB et les autres échantillons.

% siccité Da

B1 20,2 0,73

B2 20,5 0,55

B3 - -

LA 19,4 0,59

LB 35,7 0,79

LC 21,0 0,48 2.b) Analyses de carbone et d’azote

Tableau 3 : pourcentage de siccité et mesures de densité apparente.

Figure 9 : pourcentages de C et N dans les boues de lagunage

Figure 10 : rapport C/N dans les boues de lagunage

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Les analyses révèlent des taux très élevés de C et N dans les boues d’épuration (Figure 9). Ces résultats sont en accord avec de nombreuses études (Jamali et al. 2009 ; He et al. 2009 ; Seo et al. 2007) qui rapportent que les boues d’épuration et les lixiviats de décharge sont très riches en composés organiques. Les teneurs en C et en N suivent la même tendance. Elles sont maximales dans le 1er bassin (14,43 % de C et 1,44 % de N) et diminuent régulièrement jusqu’à la lagune B (6,35 % de C et 0,63% de N). La lagune C se distingue par une élévation conséquente des teneurs en C (10.32 %) et en N (0,88 %). Ces augmentations sont à mettre en relation avec les apports organiques de végétation (feuilles mortes, roseaux) reçus par cette lagune que nous avons observé sur le site. Le rapport C/N varie peu entre les échantillons (Figure 10). Il est compris entre 9,4 et 11,8 ; ce qui traduit une capacité de décomposition rapide de la matière organique. Il y a une corrélation significative (R = 0.95) entre le taux de C dans les boues de lagunage et la concentration de COT dans la phase du lixiviat inférieure à 30 kDa (Figure 11). Par contre, la corrélation entre le taux de C et la concentration de COT dans la phase du lixiviat < 3 kDa est bien moins significative (r = 0.733). Ces résultats montrent que la majaeure partie du carbone organique passe en solution sous forme de colloïdes fins (entre 3 kDa et 30 kDa).

2.b) Emissions de gaz à effet de serre

Le méthane et le protoxyde d’azote n’ont pas été détectés lors de l’analyse par chromatographie gazeuse. A l’exception de l’échantillon du 1er bassin qui semble avoir émis du méthane (1 ppm ?). Les émissions de CO2 ont été mesurées. Nous observons que les productions de CO2 sont linéaires dans tous les microcosmes. Les boues riches en C permettent à l’activité bactérienne de se maintenir à un niveau constant pendant quinze jours. Les incubations doivent être prolongées jusqu’à ce que nous observions un palier dans la production de CO2 qui indiquerait la diminution de l’activité bactérienne. Dans tous les cas, les réplicats (R3) portés à une humidité massique de 100% (R3) dégagent plus de CO2 que ceux se rapprochant des conditions de terrain (R1 avec Hm = 400%). Les microcosmes (R2) pour lesquels Hm = 200% présentent des résultats intermédiaires. Dans les boues des lagunes A, B et C, la production de CO2 par la respiration bactérienne est relativement équivalente ( Figure 12 c), d), e) ). Pour les boues des bassins, malgré le fait qu’il manque des réplicats, la production de CO2 semble plus importante. En effet, l’échantillon du 1er bassin porté à 400 % d’humidité massique est le réplicat qui émet le plus pour cette humidité (Figure 12 a)). De plus, les réplicats du 2ème bassin (Figure 12 b)) produisent plus de CO2 que ceux des lagunes pour des humidités équivalentes.

Figure 11 : corrélation entre les concentrations de C dans les boues et dans le lixiviat.

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2.c) Extraction totale Les concentrations en Zn n’ont pas été mesurées pour le moment. Les résultats des teneurs totales en Cu dans les différentes lagunes révèlent des concentrations plus élevées dans les lagunes que dans les bassins (Figure 13). Les concentrations augmentent entre le premier bassin (146 ppm) et la première lagune (353 ppm). Ensuite il y a une diminution des teneurs en Cu entre la première et la dernière lagune (179 ppm). Ces concentrations paraissent importantes en comparaison des concentrations moyennes mesurées dans les sols. Un sol est considéré pollué pour des concentrations supérieures à 100 ppm. Par contre, d’après l’arrêté du 08/01/98 fixant les prescriptions techniques applicables aux épandages de boues sur les sols agricoles, la teneur limite en Cu dans les boues d’épuration est de 1000 ppm.

Figure 12 : émissions de CO2 en g de C-CO2 par g de boue de lagunage. a) 1er bassin b) 2ème bassin c) lagune A d) lagune B e) lagune C.

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2.d) Extraction séquentielle Les concentrations en Zn n’ont pas été mesurées pour le moment. La dernière étape de l’extraction séquentielle n’a pas été effectuée. Les boues de lagunage sont caractérisées par de très faibles quantités de Cu échangeable (de 0 à 5 ppm), lié aux oxydes de Mn (de 4 à 20 ppm) et aux oxydes de Fe cristallisés (de 6 à 9 ppm). Le Cu est majoritairement retenu par les oxydes de Fe amorphes (de 22 à 135 ppm) et par la matière organique (de 3 à 60 ppm) (Figure 14). Ces résultats sont en accord avec plusieurs études (Jamali et al. 2009 ; Nemati et al. 2009 ; Walter et al. 2006..) qui rapportent que dans les boues d’épuration, le Cu a une forte affinité pour la matière organique et les oxydes de Fe (Figure 14). Le bilan de l’extraction séquentielle est corrélé au résultat de l’analyse des concentrations totales ( R = 0.989 ). Cependant le recouvrement moyen des concentrations totales par le bilan des cinq phases de l’extraction séquentielle n’est que de 60 +/- 7% (Figure 15). Ce qui nous amène à penser, dans un premier temps qu’une grande partie du Cu se trouve dans la phase la plus réfractaire (dans les réseaux cristallins des silicates) ou, hypothèse plus probable, que certaines étapes de l’extraction séquentielle n’ont pas permis d’extraire l’ensemble du Cu lié au compartiment visé. Notons d’ailleurs que pour la deuxième étape (phase liée à la matière organique), les concentrations mesurées dans les eaux de rinçage (de 3 à 11 ppm) sont parfois supérieures à celle d’autres phases et représentent jusqu’à 7 % du bilan de l’extraction séquentielle. Ce qui nous amène à penser qu’une partie importante du Cu lié à la matière organique n’a pas été extrait. Le protocole suivi a été mis en place pour l’analyse de sols du Mâconnais qui contenait moins de carbone (1,34 à 3,62 %). Dans ces boues d’épuration très organiques, il parait important d’adapter le protocole en insistant davantage sur la deuxième phase d’extraction.

Figure 13 : Teneur totale en Cu dans les boues de lagunage

Figure 14 : Teneur en Cu dans les différentes phases des boues de lagunage

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III) Synthèse et discussion Cette étude a permis de caractériser les différences entre les lagunes du système d’épuration du lixiviat. Le premier bassin reçoit le lixiviat brut très chargé en carbone organique et en particule. L’action des filtres à graviers et les phénomènes de décantation permettent un abattement de la charge en carbone organique et en particules dans les bassins. La charge particulaire décroit au fur et à mesure du trajet du lixiviat dans les lagunes et nous pouvons supposer que sans l’apport en débris végétaux dans la dernière lagune, la concentration en COT suivrait la même tendance. Le Cu déversé dans le premier bassin est relativement mobile jusqu’à son arrivée dans la lagune A. Il ne serait que faiblement transporté par la charge particulaire. Des changements importants des conditions chimiques entre les bassins et la lagune A peuvent entrainer la précipitation du Cu et expliquer la concentration maximale observée dans cette zone. L’analyse des différentes phases du lixiviat permettra de déterminer si le Cu qui, dans les boues, présente de fortes affinités pour la matière organique et les oxydes de Fe amorphe, est transporté préférentiellement par les colloïdes ou par la phase dissoute. (Rappel : les colloïdes organiques et les colloïdes inorganiques riches en Fe constituent les deux grandes familles de colloïdes). L’émission de CO2 est fortement corrélée au pourcentage de C (Tableau 4) et de N (résultats non présentés) dans les boues de lagunage. Par contre les concentrations de Cu sont anti corrélées à la richesse en C (Tableau 4). Cette relation s’explique par des phénomènes de dilution. Les particules riches en C et transportant peu de Cu sédimentent dans le premier bassin, alors caractérisé par un taux de C élevé et des concentrations moindres de Cu. Les colloïdes organiques fins migrent plus facilement dans les lagunes. Ces colloïdes ont un fort pouvoir de complexation et sont susceptibles de transporter le Cu. Les lagunes, qui reçoivent moins de carbone organique par le lixiviat sont alors le lieu de la concentration des ETM. L’apport organique par les végétaux dans la dernière lagune a pour effet de diluer les concentrations de Cu dans les boues.

Figure 15 : Répartition du Cu dans les différentes phases des boues de lagunage

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t3, Hm=400% -0,495 0,704 0,880

t3, Hm=200% 0,983 -0,709 -0,877

t3, Hm=100% 0,975 -0,698 -0,894

t10, Hm=400% 0,953 -0,950 -0,629

t10, Hm=200% 0,994 -0,927 -0,884

t10, Hm=100% 0,838 -0,881 -0,412

t15, Hm=400% 0,952 -0,876 -0,654

t15, Hm=200% 0,998 -0,492 -0,847

t15, Hm=100% 0,880 -0,555 -0,505

Cu total -0,884 1,000 0,948

Cu m.o. -0,830 0,948 1,000

% C dans les boues Cu total Cu m.o.

IV) Conclusion Les études réalisées lors de ce mémoire ont permis d’obtenir une première caractérisation générale du site. Le système d’épuration des lixiviats par lagunage permet de concentrer le Cu dans les boues d’épuration et ainsi d’en minimiser le transfert dans le milieu naturel. Ce système, bien que nécessitant une grande superficie, apparait comme un moyen efficace pour préserver l’équilibre des écosystèmes contre les dangers que représente un centre de stockage d’ordures ménagères. Un problème subsiste cependant par rapport à l’élimination de ces boues qui concentrent les polluants. Ce stage m’a permis de découvrir un grand nombre de techniques analytiques et a été une expérience très enrichissante. Elle m’a permis de mieux connaitre le milieu de la recherche scientifique et de cerner la démarche relative au début d’un projet de recherche. Les analyses en attente viendront compléter ce premier rapport et des analyses suivantes, avec des protocoles mieux définis et plus adaptés sont envisagées. Une campagne d’échantillonnage en périodes de hautes eaux est envisagée et l’analyse des sédiments du ruisseau du gros pré serait un complément essentiel pour cette étude.

Tableau 4 : coefficient de corrélation (R) entre la production de CO2, les teneurs en C dans les boues et les teneurs en Cu

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Potentiel de mobilité d’élément-traces métalliques sur un site de

stockage d’ordures ménagères -

Exemple du cuivre et du zinc dans les boues d’épuration du dispositif de traitement

des lixiviats par lagunage naturel d’un centre de stockage d’ordures ménagères

(Site d’Etueffont, Territoire de Belfort, 90170) Les lixiviats de centre de stockage d’ordures ménagères généralement des niveaux de contamination élevés en élément-traces métalliques. Ces éléments représentent un danger pour l’environnement et la santé publique dans le cas où ils sont libérés dans le milieu naturel er risquent d’être introduits le long des réseaux trophiques. La spéciation des métaux et la détermination de leurs concentrations dans les phases de mobilités différentes renseignent plus sur leur biodisponibilité que les teneurs totales. Cette étude a pour but de déterminer la spéciation du cuivre et du zinc dans les boues de lagunage d’un dispositif de traitement des lixiviats. Il est également envisagé de caractériser les modes de transfert de métaux lourds dans le lixiviat et le rôle joué par la phase colloïdale dans ces transferts. Mots-clés : élément-traces métalliques, centre de stockage d’ordures ménagères, extraction séquentielle, phase colloïdale, boue de lagunage, lixiviat. Keywords : heavy metals, landfill, sequential extraction, colloidal phase, lagooning sludge, leachate.