combinaison des procÉdÉs de biofiltration et d ...espace.inrs.ca/6510/1/t00778.pdfde l’ec sur le...

Universiteacute du Queacutebec

Institut National de la Recherche Scientifique

Centre Eau Terre Environnement

COMBINAISON DES PROCEacuteDEacuteS DE BIOFILTRATION ET

DrsquoEacuteLECTROCOAGULATION POUR LE TRAITEMENT DES LIXIVIATS

DES SITES DrsquoENFOUISSEMENT SANITAIRES

Par

Oumar Dia

Thegravese preacutesenteacutee pour lrsquoobtention

du grade de Philosophiae doctor (PhD)

en sciences de lrsquoeau

Jury drsquoeacutevaluation

Examinateur externe Paul Lessard

Universiteacute Laval

Examinatrice externe Ceacuteline Vaneeckhaute

Universiteacute Laval

Examinateur interne Rajeshwar Dayal Tyagi

INRS-ETE

Directeur de recherche Patrick Drogui

INRS-ETE

Codirecteur de recherche Gerardo Buelna

CRIQ

copy Droits reacuteserveacutes drsquoOumar Dia 2017

i

REMERCIEMENTS

Je tiens agrave remercier vivement le Pr Patrick Drogui pour lrsquoopportuniteacute qursquoil mrsquoa offert de reacutealiser

mon projet doctoral au sein de son eacutequipe Il a su mrsquoencourager et mrsquoapporter tout son soutien

pour la reacuteussite de ce projet Je remercie eacutegalement mon codirecteur de recherche Dr Gerardo

Buelna ainsi que mon superviseur M Rino Dubeacute pour leur implication et leur conseil durant les

reacuteunions de suivi des travaux de ma thegravese Mes remerciements aux membres du jury drsquoeacutevaluation

agrave savoir Pr Paul Lessard (examinateur externe) Pr Ceacuteline Vaneeckhaute (examinatrice externe)

Pr Rajeshwar Dayal Tyagi (examinateur interne) pour leur disponibiliteacute et leurs commentaires et

suggestions pour ameacuteliorer la qualiteacute du preacutesent manuscrit

Je remercie eacutegalement les organismes subventionnaires et partenaires industriels (CRIQ

CRIBIQ E2METRIX GESTERRA et MITACS) qui ont apporteacute un soutien financier technique

et logistique consideacuterable pour la reacuteussite de ce projet

Je suis tregraves reconnaissant envers toutes les personnes qui mrsquoont apporteacute leur aide durant mes

travaux de recherche A cet effet je remercie particuliegraverement M Jean Nadeau M Marc Genest

et M Louis Harvey qui mrsquoont apporteacute un soutien logistique consideacuterable lors de mes campagnes

drsquoeacutechantillonnage et pendant mes travaux au CRIQ Par le biais de M Stefane Preacutemont je tiens agrave

remercier lrsquoensemble du personnel des laboratoires de lrsquoINRS-ETE pour leur aide et conseils qui

mrsquoont eacuteteacute tregraves utiles pour les analyses de mes eacutechantillons Merci eacutegalement agrave M Jean-Daniel

Bourgault et le personnel de la bibliothegraveque INRS-ETE pour leur aide tout au long de ma thegravese

Mes remerciements vont agrave lrsquoeacutegard de M Mohamed Laaroussi qui travers la compagnie

E2metrix a apporteacute un soutien technique et financier consideacuterable pour la reacuteussite de ce projet

ii

Jrsquoadresse eacutegalement mes remerciements agrave lrsquoensemble de mes amis et particuliegraverement mes

collegravegues de travail comme Mehdi Zolfaghari Anne Carabin Julien Mocellin Yassine Ouarda

Ahmed Dirany Nam Tran Isbath Sanni Aiumlda Dasilva Karama Jardak Nouha Klai Jrsquoadresse

une mention speacuteciale agrave Stephanie Joseph qui a travailleacute avec moi sur ce projet dans le cadre de

son stage de Master II

Mes remerciements vont envers toute ma famille et particuliegraverement agrave ma megravere Khadidiatou Ba

et ma tante Dieynaba Ba qui mrsquoont apporteacute un soutien inestimable sur tous les plans

Je deacutedie ce travail agrave la meacutemoire de ma grand-megravere feu RACKY BA qui nous a quitteacute pendant ma

peacuteriode de thegravese au Canada

iii

AVANT-PROPOS

Dans le but de preacuteserver la qualiteacute des plans drsquoeau avoisinants un site drsquoenfouissement il est

neacutecessaire de collecter et de traiter convenablement les lixiviats issus de la deacutecharge Cependant

vu la nature complexe de ces lixiviats et les normes strictes de rejets auxquelles ils sont

assujettis leur traitement constitue un deacutefi majeur pour les exploitants des sites drsquoenfouissement

Fort de ce constat nous proposons agrave travers cette preacutesente eacutetude de recherche une approche de

combinaison technologique qui mettra en synergie les proceacutedeacutes de biofiltration et

drsquoeacutelectrocoagulation pour un traitement efficace des lixiviats Ce manuscrit est composeacute de six

chapitres

Le chapitre 1 fait lrsquoobjet de la synthegravese globale des travaux reacutealiseacutes Il est constitueacute drsquoune bregraveve

revue de litteacuterature sur les lixiviats et leurs meacutethodes de traitement Une attention particuliegravere est

porteacutee sur les proceacutedeacutes de biofiltration et drsquoeacutelectrocoagulation Sont eacutegalement exposeacutes dans ce

chapitre la probleacutematique de lrsquoeacutetude les hypothegraveses les objectifs la deacutemarche expeacuterimentale le

mateacuteriel et les meacutethodes analytiques ainsi le reacutesumeacute des principaux reacutesultats obtenus lors de cette

eacutetude

Dans le chapitre 2 on y retrouve une revue de litteacuterature eacutelargie reacutealiseacutee sur le traitement des

lixiviats avec lrsquoutilisation des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques (eacutelectrocoagulation eacutelectro-oxydation

et eacutelectro-Fenton) et leurs combinaisons avec des proceacutedeacutes biologiques Ces travaux ont eacuteteacute

publieacutes sous forme drsquoarticle revue agrave la Revue des Sciences de lrsquoEau Oumar Dia Patrick

Drogui Rino Dubeacute et Gerardo Buelna (2016) Utilisation des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et

leurs combinaisons avec les proceacutedeacutes biologiques pour le traitement des lixiviats de sites

iv

denfouissement sanitaires - revue de litteacuterature Revue des Sciences de leau 29 63-89

DOI 1072021035717ar

Le chapitre 3 traite le sceacutenario 1 qui consistait agrave installer le proceacutedeacute de biofiltration avant le

proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation Ces travaux sont en lien avec les objectifs speacutecifiques 1 2 et 3

de la thegravese Une eacutelectrode agrave base de magneacutesium a eacuteteacute utiliseacutee lors des expeacuteriences

drsquoeacutelectrocoagulation Les performances des deux proceacutedeacutes ont eacuteteacute eacutevalueacutees et discuteacutees dans ce

chapitre Certaines observations faites avec lrsquoutilisation de lrsquoanode en magneacutesium (sensibiliteacute agrave

lrsquoalcaliniteacute et hausse du pH) ont eacutegalement eacuteteacute eacutetudieacutees afin drsquoy amener des eacuteleacutements de reacuteponse

Les reacutesultats de ces travaux ont eacuteteacute publieacutes dans le journal of Environmental Management

Oumar Dia Patrick Drogui Rino Dubeacute and Gerardo Buelna (2016) Coupling biofiltration

process and electrocoagulation using magnesium-based anode for the treatment of landfill

leachate Journal of Environmental Management 181 477-483 DOI

101016jjenvman201606067

A la suite des probleacutematiques rencontreacutees avec lrsquoutilisation de lrsquoanode agrave base de magneacutesium des

anodes plus conventionnelles telles que lrsquoaluminium et le fer ont eacuteteacute expeacuterimenteacutees pour

lrsquoeacutelectrocoagulation du lixiviat bio-filtreacute Lors de ces expeacuteriences une attention particuliegravere est

porteacutee sur lrsquoeacutelimination de la matiegravere organique De ce fait la matiegravere organique dissoute est

fractionneacutee en 3 groupes (acides humiques acides fulviques et composeacutes hydrophiles) et les

performances de lrsquoeacutelectrocoagulation ont eacuteteacute eacutevalueacutees agrave lrsquoeacutegard de chaque fraction organique

Ces travaux ont permis de reacutepondre aux objectifs speacutecifiques 3 et 4 Ils ont eacutegalement fait

lrsquoobjet du chapitres 4 et ont eacuteteacute publieacutes dans le journal Chemosphere Oumar Dia Patrick

Drogui Rino Dubeacute Gerardo Buelna Ben Salah Ihsen (2016) Electrocoagulation of bio-

v

filtrated landfill leachate fractionating of organic matter and influence of anode materials

Chemosphere 168 1136-1141 DOI 101016jchemosphere201610092

Le chapitre 5 adresse la probleacutematique de la reacuteduction eacutelectrochimique des ions nitrates en

ammonium Ce pheacutenomegravene a eacuteteacute constateacute dans le cadre de lrsquoeacutetude du sceacutenario 1 lors de

lrsquoeacutelectrocoagulation du lixiviat bio-filtreacute Pour reacutesoudre cette probleacutematique diffeacuterentes cathodes

ont eacuteteacute expeacuterimenteacutees afin drsquoidentifier sur quelle(s) cathode(s) cette reacuteaction indeacutesirable peut ecirctre

limiteacutee Les effets de la surface cathodique et de lrsquointensiteacute appliqueacutee ont eacuteteacute eacutegalement

investigueacutes Ces travaux reacutepondent une partie de lrsquoobjectif speacutecifique 2 et ont fait lobjet drsquoun

article soumis au Journal Separation and Purification technology Oumar Dia Stephanie

Joseph Patrick Drogui Gerardo Buelna and Rino Dubeacute (2017) Strategical approach to

prevent ammonia formation during electrocoagulation of landfill leachate obtained from a

biofiltration process Journal of Separation and Purification technology

Enfin le chapitre 6 srsquointeacuteresse agrave lrsquoeacutetude du sceacutenario 2 qui consistait agrave installer le proceacutedeacute

drsquoeacutelectrocoagulation avant la biofiltration Lors de cette eacutetude nous avons pu eacutevaluer lrsquoimpact

de lrsquoEC sur le traitement biologique ainsi que les performances de chaque proceacutedeacute en termes

drsquoenlegravevement de la matiegravere organique dissoute et particulaire de lrsquoazote ammoniacal du

phosphore des meacutetaux etc Ces travaux sont en lien avec les objectifs speacutecifiques 1 2 3 et

4 Ils ont eacutegalement fait lrsquoobjet drsquoun article soumis au journal Waste Management Oumar

Dia Patrick Drogui Rino Dubeacute and Gerardo Buelna (2017) Treatment of landfill leachate

using a hybrid process combining electrocoagulation and biofiltration Waste Management

vii

REacuteSUMEacute

Une forte croissance deacutemographique et eacuteconomique constateacutee ces derniegraveres deacutecennies agrave travers

le monde a entraicircneacute une production importante de diffeacuterentes sortes de deacutechets A lrsquoheure

actuelle lrsquoenfouissement est encore la meacutethode la plus utiliseacutee pour la gestion des deacutechets

meacutenagers Un des inconveacutenients majeurs lieacutes agrave lrsquoenfouissement est la production de lixiviats

chargeacutes en contaminants organiques inorganiques et microbiens susceptibles de polluer les eaux

souterraines et les eaux de surface srsquoils ne sont pas convenablement capteacutes et traiteacutes Vu la

complexiteacute de ces lixiviats et les normes environnementales de plus en plus exigeantes il est

difficile de les eacutepurer en utilisant uniquement une seule technologie de traitement Un couplage

de diffeacuterents proceacutedeacutes de traitement est souvent requis pour traiter de faccedilon efficace les lixiviats

et de maniegravere agrave se conformer aux strictes normes de rejet auxquelles ils sont soumis

Dans cette preacutesente eacutetude les proceacutedeacutes de biofiltration (BF) et drsquoeacutelectrocoagulation (EC) sont

mis en synergie pour un traitement efficace des lixiviats Toutefois la combinaison de ces deux

proceacutedeacutes suscite de nombreuses incertitudes technologiques qui ne sont pas clairement adresseacutees

dans la litteacuterature Lrsquoobjectif de cette eacutetude sera alors drsquoeacutevaluer les performances de chaque

proceacutedeacute et drsquoeacutetudier son impact sur le proceacutedeacute subseacutequent selon sa position dans la filiegravere de

traitement Pour cela deux sceacutenarios ont eacuteteacute deacutefinis le sceacutenario 1 consiste agrave positionner la BF

avant lrsquoEC tandis que dans le sceacutenario 2 lrsquoEC est placeacutee avant la BF

Les reacutesultats du sceacutenario 1 ont montreacute que la BF est tregraves efficace en termes drsquoabattement du NH4

(94 plusmn 9) de la DBO5 (94 plusmn 8) de la turbiditeacute (95 plusmn 11) et du phosphore (98 plusmn 16) avec

des concentrations initiales respectives de 342 plusmn 64 mg NL 70 plusmn 38 mg O2L 107 plusmn 65 NTU

233 plusmn 14 mg P-PO4L Cependant en raison drsquoune forte proportion de substances humiques

viii

dans le lixiviat un faible taux drsquoabattement de la DCO (lt 20) a eacuteteacute enregistreacute (DCOo = 765 plusmn

143 mg O2L) Des expeacuteriences de fractionnement de la matiegravere organique dissoute (MOD) ont

reacuteveacuteleacute qursquoapregraves BF 53 des composeacutes hydrophiles (Hyl) sont eacutelimineacutes tandis que les taux

drsquoabattement des acides fulviques (AF) et acides humiques (AH) eacutetaient de 29 et 0

respectivement Le traitement subseacutequent drsquoEC a permis drsquoenlever 53 de la DCO reacutesiduelle en

utilisant une anode en magneacutesium avec une densiteacute de courant de 10 mAcm2 pendant 30 min

Cependant les performances de lrsquoEC eacutetaient neacutegativement influenceacutees par la preacutesence

drsquoalcaliniteacute et lrsquoutilisation du Mg entrainait une augmentation significative du pH apregraves EC (pH

gt 10) Par la suite des anodes plus conventionnelles (Al et Fe) ont eacuteteacute expeacuterimenteacutees Ces

derniegraveres moins sensibles agrave lrsquoalcaliniteacute et agrave la hausse du pH ont permis drsquoeacuteliminer 65 agrave 70 de

la DCO reacutefractaire en imposant des densiteacutes de courant variant de 8 agrave 10 mAcm2 pendant 20

min Le fractionnement de la MOD a reacuteveacuteleacute que les AH sont totalement eacutelimineacutes apregraves EC tandis

que les AF et Hyl eacutetaient partiellement eacutelimineacutes avec des taux drsquoabattement du COT variant de

57 agrave 60 et 37 agrave 46 respectivement

Une reacuteduction eacutelectrochimique des nitrates en ammonium a eacuteteacute observeacutee lors de lrsquoEC du lixiviat

bio-filtreacute Dans lrsquooptique de minimiser la reacuteduction des nitrates en ammonium diffeacuterentes

cathodes ont eacuteteacute eacutetudieacutees (Al Fe Inox Cu et TiPt) Parmi elles le titane platineacute est la cathode

qui produisait moins drsquoammonium (lt 3 mg NL) en raison de sa faible surtension drsquohydrogegravene (-

095 V Vs AgCl) La formation de NH4 peut ecirctre aussi minimiseacutee en reacuteduisant la surface de la

cathode et la densiteacute de courant Cependant la diminution de la surface cathodique et de la

densiteacute de courant conduit agrave une diminution de lrsquoabattement de la DCO

Concernant le sceacutenario 2 les conditions opeacuteratoires retenues pour lrsquoEC du lixiviat brut avec une

anode en Al sont i = 8 mAcm2 et t = 20 min Dans ces conditions opeacuteratoires 37 plusmn 2

ix

drsquoabattement de la DCO a eacuteteacute enregistreacute avec une concentration initiale de 1522 mg O2L Cette

DCO est principalement composeacutee de DCO particulaire et la fraction des AH Pour les autres

polluants lrsquoEC a permis drsquoatteindre des taux drsquoabattement satisfaisants notamment pour la

turbiditeacute (82 plusmn 9) la couleur vraie (60 plusmn 12) le zinc (95 plusmn 3) et le phosphore total (82 plusmn

5) avec des concentrations initiales respectives de 178 plusmn 54 NTU 1620 plusmn 420 UCV 146 plusmn 006

mgL 489 plusmn 036 mg P-PO4L Concernant le traitement subseacutequent de BF le processus de

nitrification nrsquoa pas eacuteteacute affecteacute par la faible teneur en phosphore (09 plusmn 027 mg PL) et les

concentrations reacutesiduelles drsquoions Al3+

(125 plusmn 076 mgL) dans le lixiviat eacutelectro-coaguleacute Une

eacutelimination quasi-totale (99) de lrsquoazote ammoniacal a eacuteteacute obtenue avec une concentration

initiale moyenne de 595 plusmn 50 mg NL En revanche 42 plusmn 7 drsquoabattement de la DCO reacutesiduelle

a eacuteteacute enregistreacute

Une eacutetude technico-eacuteconomique sommaire a permis drsquoestimer les coucircts drsquoexploitation agrave 184 et

158 $CAD par m3 de lixiviat traiteacute pour les sceacutenarios 1 et 2 respectivement Ces coucircts obtenus

avec une utilisation drsquoanode en Al prennent en compte lrsquoaeacuteration du biofiltre le renouvellement

des anodes la consommation eacutenergeacutetique le remplacement du meacutedia filtrant et le traitement des

reacutesidus meacutetalliques

En deacutepit des incertitudes technologiques associeacutees agrave ce couplage (reacuteduction eacutelectrochimique des

nitrates en ammonium carence en phosphore preacutesence de meacutetaux reacutesiduels) nous avons

deacutemonteacute agrave travers cette eacutetude qursquoil est techniquement possible et eacuteconomiquement rentable de

coupler les proceacutedeacutes de BF et drsquoEC afin de traiter efficacement les lixiviats et de rencontrer les

normes strictes de rejet

xi

ABSTRACT

A fast economical and demographical growth of the last decades leads to a massive production

of all kind of wastes across the globe Currently landfilling is still the most common method

used to manage household wastes One of the drawbacks linked to landfilling is the production of

landfill leachates carrying several organic inorganic and microbial pollutants which can

contaminate the groundwater and surface water if they are not properly captured and treated

Given the complexity of these effluents and the strict discharge standards it is very challenging

to treat them by using a single treatment technology A combination of different technologies is

often required in order to treat efficiently the landfill leachates and to comply with the strict

discharge standards to which they are subjected

In this present study biofiltration (BF) and electrocoagulation (EC) processes are put into

synergy to treat efficiently the landfill leachates However this combination has several

technological uncertainties which are not fully addressed in the literature The main purpose of

this study was then to evaluate the performance of each process and to study its impact on the

other process depending on its position in the treatment line To do so two scenarios had been

defined scenario 1 consists to place the BF before EC while in the scenario 2 EC is positioned

before the BF

The results from the scenario 1 showed a very good efficiency of BF process for the removal of

NH4 (94 plusmn 9) BOD5 (94 plusmn 8) turbidity (95 plusmn 11) and phosphorus (98 plusmn 16) with initial

concentrations of 342 plusmn 64 mg NL 70 plusmn 38 mg O2L 107 plusmn 65 NTU 233 plusmn 14 mg P-PO4L

respectively However due to the high proportion of humic substances in the landfill leachate a

low COD removal was recorded (lt 20) (CODo = 765 plusmn 143 mg O2L) Experiments from the

xii

fractionation of dissolved organic matter (DOM) had revealed that after BF 53 of hydrophilic

compounds (Hyl) was removed while the removal rate of fulvic acids (FA) and humic acids

(HA) was 29 and 0 respectively The subsequent EC treatment had allowed removing 53

of the residual COD by using a magnesium based-anode and applying a current density of 10

mAcm2 for 30 min However the efficiency of EC treatment was negatively impacted by the

presence of alkalinity and the use of Mg caused a significant increase of the pH after EC (pH gt

10) Later on more convention anodes (Al and Fe) had been experimented These anodes were

less sensitive to the presence of alkalinity and induced less increase in pH They allowed

reducing the residual refractory COD by 65-70 by imposing a current densities ranging from 8

to 10 mAcm2 The fractionation of DOM showed a complete elimination of HA fraction after

EC Regarding to FA and Hyl fractions their removal rate in terms of TOC were varying from

57 to 60 and 37 to 46 respectively

A phenomenon of electrochemical reduction of nitrate into ammonia had been noticed during the

EC of bio-filtrated landfill leachate To tackle this issue different cathodes materials had been

experimented (Al Fe Stainless steel Cu and TiPt) in order to limit the ammonia formation

Among these cathodes the platinized titanium produced less amount of ammonia (lt 3 mg NL)

because of its low hydrogen overpotential (- 095 V Vs AgCl) The NH4 formation can also be

minimized by reducing both the cathodic surface area and the cathodic current density but COD

removal was negatively impacted

Regarding the scenario 2 the chosen operating conditions for the EC of raw landfill leachate

were i = 8 mAcm2 and t = 20 min Under these conditions 37 plusmn 2 removal of COD was

recorded with an initial concentration of 1522 mg O2L This removed COD was mainly

attributed to the insoluble COD and the HA fraction Concerning the other pollutants the EC

xiii

process showed satisfactory results in terms of turbidity removal (82 plusmn 9) true color (60 plusmn

12) zinc (95 plusmn 3) and phosphorus (82 plusmn 5) with initial concentrations of 178 plusmn 54 NTU

1620 plusmn 420 TCU 146 plusmn 006 mgL 489 plusmn 036 mg P-PO4L respectively Despite the low

phosphorus concentration (09 plusmn 027 mg PL) and the significant amount of residual Al3+

(125 plusmn

076 mgL) in the electro-coagulated landfill leachate the subsequent BF treatment had allowed

to remove over 99 of ammonia with an average initial concentration of 595 plusmn 50 mg NL

However 42 plusmn 7 of COD removal was recorded after the BF treatment

The operating costs of the process had been estimated after a summary economical study By

considering Al as sacrificial anode the operating costs were evaluated at 184 and 158 $CAD

per m3 of treated landfill leachate for the scenarios 1 and 2 respectively These costs take account

the aeration of the biofilter the renewal of the anode material and bio-filter media the energy

consumption and the EC sludge treatment

Despite the technological uncertainties linked to this coupling it had been shown through this

study that it is technically feasible and economically viable to combine BF and EC processes in

order to treat efficiently the landfill leachate and comply with the strict discharge standards

xv

TABLE DES MATIEgraveRES

CHAPITRE 1 1

1 SYNTHEgraveSE 3

11 INTRODUCTION 3

12 SYNTHEgraveSE BIBLIOGRAPHIQUE 5

121 Caracteacuteristiques des lixiviats 5

122 Les proceacutedeacutes de traitement des lixiviats 11

123 Le proceacutedeacute de biofiltration 14

124 Le proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation 21

125 Combinaison des proceacutedeacutes biologiques et drsquoeacutelectrocoagulation 29

13 PROBLEacuteMATIQUE HYPOTHEgraveSES OBJECTIFS ET ORIGINALITEacute 33

131 Contexte et Probleacutematique 33

132 Hypothegraveses 35

133 Objectifs 39

134 Originaliteacute 41

14 DEacuteMARCHE MEacuteTHODOLOGIQUE 43

141 Caracteacuterisation du lixiviat brut 43

142 Eacutetude du sceacutenario 1 BF suivie drsquoEC 43

143 Eacutetude du sceacutenario 2 EC suivie de la BF 45

144 Eacutetude technico-eacuteconomique 47

15 MATEacuteRIEL ET MEacuteTHODES 49

151 Dispositifs expeacuterimentaux 49

152 Les sites drsquoenfouissements et les lixiviats bruts 58

153 Les meacutethodes analytiques 59

154 Calcul des coucircts drsquoexploitation du proceacutedeacute 66

xvi

16 PRINCIPAUX REacuteSULTATS ET DISCUSSION 69

161 Combinaison des proceacutedeacutes de biofiltration et drsquoeacutelectrocoagulation utilisant une anode agrave base de

magneacutesium pour le traitement des lixiviats des sites drsquoenfouissement (Chapitre 3) 69

162 Eacutelectrocoagulation drsquoun lixiviat bio-filtreacute Fractionnement de la matiegravere organique et influence du

type drsquoanode (Chapitre 4) 73

163 Approche strateacutegique pour limiter la formation de lrsquoazote ammoniacal pendant lrsquoeacutelectrocoagulation

drsquoun lixiviat obtenu apregraves biofiltration (Chapitre 5) 75

164 Utilisation drsquoun proceacutedeacute hybride combinant lrsquoeacutelectrocoagulation et la biofiltration pour le traitement

des lixiviats de sites drsquoenfouissement (Chapitre 6) 79

165 Eacutetude technico eacuteconomique du proceacutedeacute 83

17 CONCLUSIONS GEacuteNEacuteRALES 89

171 Les limites de lrsquoeacutetude 92

172 Recommandations pour les travaux futurs 94

18 REacuteFEacuteRENCES 95

CHAPITRE 2 113

2 UTILISATION DES PROCEDES ELECTROCHIMIQUES ET LEURS COMBINAISONS

AVEC LES PROCEDES BIOLOGIQUES POUR LE TRAITEMENT DES LIXIVIATS DE SITES

DrsquoENFOUISSEMENT SANITAIRES ndash REVUE DE LITTERATURE 115

21 REacuteSUMEacute 115

22 MOTS CLES 116

23 INTRODUCTION 117

24 CARACTERISTIQUES DES LIXIVIATS DE SITES DrsquoENFOUISSEMENT 121

25 PROCEDE DrsquoELECTRO-OXYDATION 127

26 PROCEDE DrsquoELECTRO-FENTON 135

27 PROCEDE DrsquoELECTROCOAGULATION 145

28 AVANTAGES ET INCONVENIENTS DES PROCEDES ELECTROCHIMIQUES 155

xvii

29 COMBINAISON DES PROCEDES ELECTROCHIMIQUES ET BIOLOGIQUES POUR LE TRAITEMENT DES

LIXIVIATS DE SITES DrsquoENFOUISSEMENT 159

291 Couplage eacutelectro-oxydation et traitement biologique 160

292 Combinaison eacutelectro-Fenton et traitement biologique 164

293 Combinaison eacutelectrocoagulation et traitement biologique 167

294 Couplage des autres proceacutedeacutes eacutelectrochimiques avec un traitement biologique 168

295 Tendances futures et perspectives des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et leur couplage avec les proceacutedeacutes

biologiques 171

210 CONCLUSION 177

211 REMERCIEMENTS 178

212 REFERENCES 179

CHAPITRE 3 199

3 COUPLING BIOFILTRATION PROCESS AND ELECTROCOAGULATION USING

MAGNESIUM-BASED ANODE FOR THE TREATMENT OF LANDFILL LEACHATE 201

31 ABSTRACT 201

32 KEYWORDS 202

33 INTRODUCTION 202

34 MATERIALS AND METHODS 205

341 Landfill leachate 205

342 Biofiltration experimental unit 205

343 Electrochemical cell 206

344 Analytical details 207

35 RESULTS AND DISCUSSION 209

351 Characteristics of raw landfill leachate 209

352 Treatment of landfill leachate using biofiltration (BF) process 210

353 Electrocoagulation (EC) of landfill leachate obtained from the biofiltration process 220

36 CONCLUSION 230

xviii

37 AKNOWLEDGEMENTS 231


CHAPITRE 4 239

4 ELECTROCOAGULATION OF BIOFILTRATED LANDFILL LEACHATE INFLUENCE OF

ANODE MATERIALS AND FRACTIONATION OF DISSOLVED ORGANIC MATTER 241

41 ABSTRACT 241

42 KEYWORDS 242

43 INTRODUCTION 242


441 Characteristics of bio-filtrated landfill leachate 245

442 Electrocoagulation reactor 245

443 Characterization of organic matter 246

444 Analytical methods 248


451 Bio-filtrated landfill leachate characteristics 249

452 EC of bio-filtrated landfill leachate 252

453 Partition of organic compounds after electrocoagulation 254

454 Specific absorbance at 254 nm 259

46 CONCLUSION 260

47 ACKNOWLEDGEMENTS 261

48 REFERENCES 263

CHAPITRE 5 269

5 STRATEGICAL APPROACH TO PREVENT AMMONIA FORMATION DURING

ELECTROCOAGULATION OF LANDFILL LEACHATE OBTAINED FROM A BIOFILTRATION

PROCESS 271

51 ABSTRACT 271

xix

52 KEYWORDS 271

53 INTRODUCTION 272

54 MATERIAL AND METHODS 274

541 Linear voltammetry 274

542 Electrocoagulation experiments 275

543 Analysis 277


551 Electrochemical behavior of nitrate on different cathodes 277

552 Electrocoagulation of the synthetic solution 280

553 Electrocoagulation of the bio-filtrated landfill leachate 283

554 Influence of cathodic area on ammonia formation 286

56 CONCLUSION 291


58 REFERENCES 293

CHAPITRE 6 301

6 TREATMENT OF LANDFILL LEACHATE USING A HYBRID PROCESS COMBINING

ELECTROCOAGULATION AND BIOFILTRATION 303

61 ABSTRACT 303

62 KEYWORDS 304

63 INTRODUCTION 304


641 The raw landfill leachate 306

642 EC setup 307

643 Biofiltration unit 309



651 Electrocoagulation of raw landfill leachate 311

xx

652 Biofiltration 317

66 CONCLUSION 324

67 ACKNOWLEDGES 325

68 REFERENCES 327

7 ANNEXES 335

xxi

LISTE DES TABLEAUX

Tableau 1-1 Caracteacuteristiques de diffeacuterents lixiviats en fonction de lrsquoacircge de la deacutecharge 7

Tableau 1-2 Concentrations des meacutetaux lourds dans les lixiviats 9

Tableau 1-3 Les normes de rejet des lixiviats dans lenvironnement 11

Tableau 1-4 Charges nominales hydrauliques et organiques du proceacutedeacute BIOSOR 19

Tableau 1-5 Reacutesultats de quelques eacutetudes faites sur lrsquoEC des lixiviats de site drsquoenfouissement 25

Tableau 1-6 Coucircts des meacutetaux composant les diffeacuterentes anodes utiliseacutees 67

Tableau 1-7 Calcul des coucircts dexploitation pour les sceacutenarios 1 et 2 85


Tableau 2-2 Concentrations des meacutetaux lourds dans les lixiviats (Kjeldsen et al 2002) 126

Tableau 2-3 Reacutesumeacute des reacutesultats de quelques eacutetudes sur lrsquoeacutelectro-oxydation des lixiviats de site

drsquoenfouissement 133

Tableau 2-4 Reacutesumeacute des reacutesultats de quelques eacutetudes sur le traitement de lixiviats de site

drsquoenfouissement par eacutelectro-Fenton 139


Tableau 2-6 Avantage et inconveacutenients des diffeacuterents proceacutedeacutes eacutelectrochimiques 157

Tableau 2-7 Reacutesultats obtenus apregraves eacutelectro-oxydation et traitement biologique des lixiviats de

site drsquoenfouissement 161

Tableau 2-8 Reacutesultats obtenus sur le couplage des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et biologiques pour

traiter les lixiviats 165

Tableau 3-1 Raw landfill leachate characteristics 210

Tableau 4-1 Bio-filtrated landfill leachate characteristics 249


xxii

Tableau 6-1 Raw landfill leachate characteristics and Queacutebec province discharge standards 307

Tableau 6-2 Performances of EC for the treatment of raw landfill leachate Conditions Anode =

Al j = 8 mAcm2 and t = 20 min 317

Tableau 6-3 Performances of the biofiltration treatment Ammonia load = 0055 Kg of N-

NH4m2d Hydraulic load = 008 m

3m

2d temperature = 22

C air flowrate = 5

Lmin 324

Tableau 7-1 Comparaison des performances des sceacutenarios 1 et 2 339

xxiii

LISTE DES FIGURES

Figure 1-1 Principe de fonctionnement du BIOSORMD

18

Figure 1-2 Configurations monopolaire et bipolaire des eacutelectrodes 24

Figure 1-3 Deacutemarche expeacuterimentale des travaux du sceacutenario 1 45

Figure 1-4 Composition du garnissage de la colonne de biofiltration 50

Figure 1-5 Structure scheacutematique de lrsquoinstallation de la colonne de biofiltration 51

Figure 1-6 Photographie du dispositif de biofiltration 52

Figure 1-7 Repreacutesentation scheacutematique du reacuteacteur drsquoeacutelectrocoagulation 54

Figure 1-8 Photographie du dispositif drsquoeacutelectrocoagulation 55

Figure 1-9 Reacuteacteur deacutelectrocoagulation pour leacutetude de la reacuteduction eacutelectrochimique des

nitrates 56

Figure 1-10 Dispositif expeacuterimental pour les eacutetudes voltampeacuteromeacutetriques 58

Figure 1-11 Les eacutetapes de fractionnement de la matiegravere organique des lixiviats 65

Figure 1-12 Reacutepartition des diffeacuterents coucircts dexploitation pour le sceacutenario 1 84


Figure 2-1 Processus doxydation directe et indirecte 127


Figure 3-1 Electrochemical cell 207

Figure 3-2 NH4 concentration changes in the biofilter system (hydraulic load = 017 m3m

2d

temperature = 22C air flowrate = 5 Lmin) 213

Figure 3-3 COD changes in the biofilter (hydraulic load = 017 m3m

2d temperature = 22

C

air flowrate = 5 Lmin) 215

xxiv

Figure 3-4 COD of the Outlet with different pH of the influent with a hydraulic load of 0175

m3m

2d 216

Figure 3-5 Color of the outlet with different pH of the influent with a hydraulic load of 0175

m3m

2d 217

Figure 3-6 pH changes in the biofilter system (hydraulic load = 017 m3m

2d temperature =

22C air flowrate = 5 Lmin) 219

Figure 3-7 Influence of current density and treatment time on COD removal (working volume

= 15 L initial pH = 84 conductivity = 572 mScm cathode = stainless steel) 221

Figure 3-8 pH changes during EC process (Current density = 10 mAcm2 working volume =

15 L initial pH = 84 conductivity = 572 mScm cathode = stainless steel) 223

Figure 3-9 Bicarbonate ions concentration (A) and carbonate ions concentration (B) during EC

process (Current density = 10 mAcm2 working volume = 15 L cathode =

stainless steel) 227

Figure 3-10 pH changes during EC with different sodium bicarbonate concentrations (Current

density = 10 mAcm2 working volume = 15 L cathode = stainless steel) 228

Figure 3-11 Production magnesium hydroxides during EC process (0 5 10 15 20 and 30

minutes) for different NaHCO3 concentrations a) = no added NaHCO3 b) = 1 gL

c) = 2 gL and d) = 3 gL of NaHCO3 229

Figure 3-12 DCO changes during electrochemical treatment when different initial bicarbonate

concentrations (NaHCO3) were imposed (Current density = 10 mAcm2 working

volume = 15 L cathode = stainless steel) 230

Figure 4-1 Electrocoagulation set-up 246

Figure 4-2 Different steps for the fractionation of organic matter in landfill leachate 248

xxv

Figure 4-3 Fractionation of the bio-filtrated landfill leachate a) TOC and b) COD 251


= 15 L initial pH = 866 anode = aluminum cathode = stainless steel) 253


= 15 L initial pH = 894 anode = iron cathode = stainless steel) 254

Figure 4-6 TOC of different organic matter fractions before and after EC treatment a)

Aluminum anode b) Iron anode Conditions j = 10 mAcm2 for aluminum and 8

mAcm2 for iron t = 20 min cathode = stainless steel 257

Figure 4-7 COD of different organic matter fractions before and after electrocoagulation

treatment a) Aluminum anode b) Iron anode Conditions j = 10 mAcm2 for

aluminum and 8 mAcm2 for iron t = 20 min cathode = stainless steel 258

Figure 4-8 Absorbance at 254 nm of different organic fractions before and after EC treatment

Conditions j = 10 mAcm2 t = 20 min for aluminum and 8 mAcm

2 for iron t = 20

min cathode = stainless steel 260


Figure 5-2 Linear voltammograms of a) iron b) aluminum c) stainless steel d) copper and e)

platinum in 05 M of NaClO4 (dashed line) and 05 M of NaClO4 + 01 M of NaNO3

(full line) Room temperature and scan rate 50 mV s-1

279

Figure 5-3 Linear voltammograms of a) copper b) iron in 05 M of NaClO4 (dashed line) and

05 M of NaClO4 + 01 M of NaNO2 (full line) Room temperature and scan rate 50

mV s-1

280

Figure 5-4 Ammonia and nitrite production on different cathodes in synthetic solution of 300

mg N-NO3 L-1

Conditions intensity = 1 A and time = 30 min 282

xxvi


mg N-NO3 L-1


Figure 5-6 Ammonia and nitrite formation on different cathodes with BFLL of 300 mg N-NO3

L-1


Figure 5-7 Ammonia production (A) and COD removal (B) during EC of BFLL with different

cathode surface values Conditions NO3 = 300 mg N L-1

I = 1 A time = 30 min

cathode = SS anode = Al 289



cathodic current density =

91 mA cm-2

time = 30 min cathode = SS anode = Al 290


Figure 6-2 Different steps of organic matter fractionation 311

Figure 6-3 Influence of current densities and treatment time on COD removal 313

Figure 6-4 TOC of different organic fractions before and after EC Conditions Anode = Al j

= 8 mAcm2 and t = 20 min 315

Figure 6-5 COD of different organic fractions before and after EC Conditions Anode = Al j

= 8 mAcm2 and t = 20 min 316

Figure 6-6 COD concentrations before and after biofiltration of the electro-coagulated landfill

leachate Conditions Hydraulic load = 008 m3m

2d temperature = 22

C air

flowrate = 04 Lmin 319

Figure 6-7 Fractionation of the dissolved organic matter before and after biofiltration of the

electro-coagulated landfill leachate Conditions Hydraulic load = 008 m3m

2d

temperature = 22C air flowrate = 04 Lmin 320

xxvii

Figure 6-8 Nitrogen species concentrations before and after biofiltration of the electro-

coagulated landfill leachate Conditions Ammonia load = 0055 Kg of N-NH4m2d


Figure 7-1 Bilan partiel drsquoazote lors de lrsquoeacutetude du sceacutenario 1 337

Figure 7-2 Composition eacuteleacutementaire des cristaux formeacutes agrave la surface du biofiltre 338

Figure 7-3 Bilan partiel dazote avec les diffeacuterentes cathodes utiliseacutees 340

xxix

LISTE DES EacuteQUATIONS

Eacutequation 1-1 22


Eacutequation 1-3 ( ) 22


Eacutequation 1-5

22

Eacutequation 1-6 ( ) ( ) ( ) 22


Eacutequation 1-8

36

Eacutequation 1-9

36

Eacutequation 1-10

37

Eacutequation 1-11 (

)

66


)

67





Eacutequation 2-5

128

xxx



Eacutequation 2-8

135

Eacutequation 2-9

135



Eacutequation 2-12

135




Eacutequation 2-16 - 145




Eacutequation 2-20

145

Eacutequation 2-21 ( ) ( ) ( ) 146

Eacutequation 2-22 ( ) ( ) ( ) 146


xxxi

Eacutequation 3-1

209

Eacutequation 3-2 (

)

(

)

212

Eacutequation 3-3

( ( )) 212

Eacutequation 3-4

218

Eacutequation 3-5

218

Eacutequation 3-6

224

Eacutequation 4-1 ( ) ( ) 244


Eacutequation 4-3 ( ) ( ) ( ) 244

Eacutequation 5-1

272

Eacutequation 5-2

272

LISTE DES ABREacuteVIATIONS

AF Acides Humiques

AH Acides Fulviques

AGV Acides Gras volatils

BF Biofiltration

COD Carbone Organique Dissous

COT Carbone Organique Total

CRIQ Centre de Recherche Industrielle du Queacutebec

DBO5 Demande Biologique en Oxygegravene (5 jours)

BRM Bioreacuteacteur agrave Membrane

DCO Demande Chimique en Oxygegravene

DCOt Demande Chimique en Oxygegravene totale

EC Eacutelectrocoagulation

EO Eacutelectro-oxydation

EUM Eaux Useacutees Municipales

F Constante de Faraday

Hyl Composeacutes Hydrophiles

i Densiteacute de courant

I Intensiteacute eacutelectrique

INRS Institut National de la Recherche Scientifique

j Densiteacute de courant

LES Lieu drsquoEnfouissement Sanitaire

MES Matiegraveres En Suspension

MEB Microscope Electronique agrave Balayage

MO Matiegravere Organique

MOD Matiegravere Organique dissoute

POA Proceacutedeacute drsquoOxydation Avanceacutee

PSH Potentiel de surtension drsquohydrogegravene

$CAD Dollar Canadien

SUVA Specific Ultraviolet Absorbance

TA Titre Alcalimeacutetrique

TAC Titre Alcalimeacutetrique Complet

TiPt Titane platineacute

U Tension eacutelectrique

UCV Uniteacute de Couleur Vraie

US Ultrasons

V Volume

VL Voltampeacuteromeacutetrie lineacuteaire

1

Partie I

CHAPITRE 1

SYNTHESE

3

1 SYNTHEgraveSE

11 Introduction

La forte croissance eacuteconomique et deacutemographique agrave travers le monde srsquoest accompagneacutee drsquoune

production massive de deacutechets de toutes sortes A lrsquoheure actuelle lrsquoenfouissement constitue le

principal mode de gestion des deacutechets dans plusieurs pays du monde Les deacutechets enfouis

subissent divers processus de transformations chimiques et biologiques agrave lrsquointeacuterieur de la

deacutecharge (Kjeldsen et al 2002) La percolation de lrsquoeau de pluie agrave travers une deacutecharge entraicircne

la production drsquoun effluent pollueacute en matiegraveres organiques et mineacuterales appeleacute lixiviat (Lema et

al 1988) Vu lrsquoimpact neacutegatif que ces lixiviats peuvent preacutesenter pour lrsquoenvironnement une

attention particuliegravere doit ecirctre porteacutee sur ces derniers afin de preacuteserver toute intrusion dans la

nappe phreacuteatique ou la pollution des milieux aquatiques avoisinants (Lema et al 1988) La

composition physico-chimique des lixiviats varie drsquoune deacutecharge agrave une autre La teneur en

polluants des lixiviats est fortement influenceacutee par lrsquoacircge de la deacutecharge (Kjeldsen et al 2002)

Ainsi les lixiviats issus des deacutecharges laquo jeunes raquo sont caracteacuteriseacutes par une forte concentration en

matiegraveres organiques principalement biodeacutegradables (Harmsen 1983) Avec le vieillissement de

la deacutecharge on note une diminution des concentrations du lixiviat et la preacutesence de divers

composeacutes organiques reacutefractaires (Ehrig 1989) Les proceacutedeacutes biologiques sont

traditionnellement utiliseacutes pour le traitement des lixiviats Ils preacutesentent comme principal atout

lrsquoefficaciteacute agrave traiter les polluants organiques biodeacutegradables et certains polluants inorganiques

avec un coucirct eacuteconomique rentable (Kurniawan et al 2010) Cependant leur utilisation est limiteacutee

pour lrsquoeacutepuration des lixiviats ayant un pourcentage eacuteleveacute de composeacutes bio-reacutefractaires (Xiao et

al 2013) Pour faire face agrave cette probleacutematique des proceacutedeacutes physico-chimiques sont souvent

4

coupleacutes avec les proceacutedeacutes biologiques pour ameacuteliorer lrsquoeacutepuration des lixiviats Parmi drsquoautres

couplages la combinaison du proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation (EC) avec la biofiltration (BF)

srsquoemble ecirctre une approche inteacuteressante du fait de la compleacutementariteacute de ces deux proceacutedeacutes

Compareacutee agrave la coagulation chimique lrsquoEC preacutesente de nombreux avantages tels que la

geacuteneacuteration eacutelectrochimique des coagulants une emprise au sol faible une automatisation facile

une faible production de boue une faible augmentation de la saliniteacute de lrsquoeau etc (Drogui et al

2007) Cependant le couplage de ces deux proceacutedeacutes preacutesente des incertitudes technologiques

(encrassement des eacutelectrodes colmatage du meacutedia filtrant carence en phosphore preacutesence des

ions meacutetaux reacutesiduels la transformation eacutelectrochimique des nitrates en ammonium lors de lrsquoEC

etc) qui ne sont pas bien adresseacutees dans la litteacuterature actuelle

A travers ce projet de recherche nous essayerons de mesurer les performances drsquoun tel couplage

et drsquoapporter des eacuteleacutements de reacuteponse sur les incertitudes technologiques qui planent sur ce

systegraveme de traitement

5

12 Synthegravese bibliographique

121 Caracteacuteristiques des lixiviats

Le deacutebit et la composition des lixiviats sont influenceacutes par diffeacuterents paramegravetres tels que la

nature des deacutechets enfouis lrsquoacircge de la deacutecharge le climat local (tempeacuterature humiditeacute

preacutecipitation) le caractegravere geacuteologique du site la gestion opeacuterationnelle du site (hauteur des

deacutechets degreacute de compaciteacute etc) (Vadillo et al 1998 Xie et al 2010a)

On distingue quatre eacutetapes de deacutecomposition des deacutechets dans la deacutecharge au cours du temps

(1) la phase initiale aeacuterobie (2) la phase acidogegravene anaeacuterobie (3) la phase meacutethanogegravene initiale

et (4) phase meacutethanogegravene stable (Christensen et Kjeldsen 1995) Mecircme apregraves la phase de

maturation stable drsquoune deacutecharge cette derniegravere continue agrave produire des lixiviats Par exemple

aux Etats-Unis les deacutecharges sont sous surveillance jusqursquoagrave 30 ans apregraves leur fermeture On

estime qursquoau-delagrave de cette peacuteriode la deacutecharge est compleacutetement stable et qursquoune surveillance

intensive nrsquoest plus neacutecessaire (Kjeldsen et al 2002)

Drsquoapregraves Christensen et al (1994) la composition des lixiviats peut ecirctre diviseacutee en quatre

groupes la matiegravere organique dissoute les macro-composeacutes inorganiques les meacutetaux lourds et

les composeacutes organiques xeacutenobiotiques Il est agrave noter que les concentrations de ces diffeacuterents

polluants peuvent varier fortement drsquoun site agrave un autre et mecircme au sein drsquoune mecircme deacutecharge

De ce fait il est difficile de deacutefinir une composition universelle typique de lixiviat et dans la

litteacuterature les concentrations sont souvent donneacutees par intervalles de valeurs

Lrsquohumiditeacute joue un rocircle important sur la vitesse de deacutecomposition des deacutechets (Wreford et al

2000) Il srsquoavegravere que les deacutechets enfouis dans les reacutegions arides se deacutecomposent moins lentement

6

par rapport aux deacutechets preacutesents dans un sol qui reccediloit beaucoup de preacutecipitation (Kjeldsen et al

2002)

1211 Les diffeacuterents types de lixiviats et les teneurs en matiegraveres organiques

De nombreuses eacutetudes ont mis en eacutevidence la diminution de la concentration des polluants

organiques (DCO et DBO) avec lrsquoaugmentation de lrsquoacircge de la deacutecharge (Tableau 11) Les

lixiviats dits laquo jeunes raquo sont caracteacuteriseacutes par de fortes concentrations en polluants organiques

avec un grand pourcentage de matiegraveres biodeacutegradables composeacutees essentiellement drsquoacides gras

volatils (Harmsen 1983) La teneur eacuteleveacutee en matiegraveres organiques est due agrave la fermentation

anaeacuterobique des composeacutes organiques lors de la phase acidogegravene Au cours des processus de

fermentation et de meacutethanisation une grande partie de la pollution organique est deacutegradeacutee par

voie biologique par la flore microbienne preacutesente dans la deacutecharge (Kjeldsen et al 2002) Avec

le temps la deacutecharge se stabilise produisant ainsi un lixiviat laquo mature raquo ou laquo stable raquo caracteacuteriseacute

par la preacutesence drsquoune partie importante de composeacutes reacutefractaires difficilement biodeacutegradables

(Ehrig 1989) Le rapport de biodeacutegradabiliteacute (DBODCO) est geacuteneacuteralement infeacuterieur agrave 01 dans

les lixiviats stables Les substances humiques (acides humiques et fulviques) repreacutesentent la

majeure partie de la pollution reacutefractaire des lixiviats (Barlaz et Ham 1993) Drsquoapregraves une eacutetude

de Jette et al (1998) reacutealiseacutee sur un lixiviat en phase meacutethanogegravene le carbone organique dissous

COD est composeacute de 60 drsquoacide fulvique 30 de composeacutes hydrophiles et 10 drsquoacide

humique Entre les phases drsquoacidogeacutenegravese et de stabilisation le lixiviat produit est dit

laquointermeacutediaireraquo Il est caracteacuteriseacute par un rapport de biodeacutegradabiliteacute compris entre 01 et 05 avec

des concentrations en DCO geacuteneacuteralement infeacuterieures agrave 10 000 mgL

7

Tableau 1-1 Caracteacuteristiques de diffeacuterents lixiviats en fonction de lrsquoacircge de la deacutecharge

Age de la

deacutecharge

Pays pH Conductiviteacute

(mScm)

DCO (mgL) DBO (mgL) DBODCO N-NH4 (mgL) Reacutefeacuterences

Jeune Canada 57 ndash 64 - 15000 13500 09 350 (Henry et Prasad

2000)

Jeune Turquie 795 - 22255 14900 067 2410 (Kabdaşli et al

2008)

Jeune Coreacutee du Sud 72 ndash 76 - 21300 - 26940 9250 - 11650 043 1635 - 1810 (Im et al 2001)

Jeune Gregravece 49 ndash 67 23 ndash 355 44000-115000 9500-80800 021 ndash 07 1400 - 10250 (Tatsi et al 2003)

Intermeacutediaire Canada 77 ndash 79 - 1500 450 03 600 (Henry et Prasad

2000)

Intermeacutediaire Portugal 85 361 21700 6500 03 1200 (Fernandes et al

2014)

Intermeacutediaire Chine 6 4 ndash 73 2566 960 037 386 (Li et al 2011)

Intermeacutediaire Italie 838 205 5050 1270 025 1330 (Frascari et al 2004)

Mature France 82 - 4100 200 005 1040 (Amokrane et al

1997)

Mature Japon 81 - 86 - 221 1- 26

001 ndash 012 104 - 332 (Imai et al 1995)

Mature USA 771 1314 2300 46 002 1060 (Singh et al 2012)

Mature Finlande - 307 ndash 708 270 - 1000 25 - 170 009 ndash 017 53 - 270 (Hoilijoki et al

2000)

8

1212 La conductiviteacute le pH et lrsquoazote ammoniacal

Les lixiviats preacutesentent geacuteneacuteralement une bonne conductiviteacute eacutelectrique lieacutee agrave une forte

concentration des ions Cl- et NH4

+ (Vadillo et al 1998) La conductiviteacute des lixiviats jeunes est

plus eacuteleveacutee que celle des lixiviats matures En effet lors de la phase de transformation

acidogegravene les acides gras volatiles produits donnent un caractegravere agressif acide aux lixiviats Ce

qui implique une augmentation de la conductiviteacute par dissolution acide des complexes ioniques

dans le milieu Ce mecircme pheacutenomegravene affecte eacutegalement le pH des lixiviats Le pH des lixiviats

jeunes sera plus acide que celui des lixiviats matures ou intermeacutediaire (Kjeldsen et al 2002) Au

cours du temps les produits de fermentation (AGV) seront reacuteduits et le pH eacutevoluera vers la

basiciteacute

Contrairement agrave la matiegravere organique la concentration de lrsquoazote ammoniacal ne diminue pas au

cours du temps (Burton et Watson-Craik 1998) Mecircme dans les lixiviats matures on retrouve

des concentrations eacuteleveacutees drsquoazote ammoniacal (Amokrane et al 1997 Singh et al 2012) dues

en partie par lrsquoammonification de substances azoteacutees comme les proteacuteines et les acides amineacutes

(Burton et Watson-Craik 1998) et le milieu anaeacuterobie de la deacutecharge qui ne favorise pas les

reacuteactions de nitrification De ce fait la pollution azoteacutee est consideacutereacutee comme un polluant agrave long

terme dans les deacutecharges (Kjeldsen et al 2002)

1213 Les meacutetaux lourds

Concernant les meacutetaux lourds le tableau 12 (Kjeldsen et al 2002) preacutesente les gammes de

concentrations trouveacutees dans les lixiviats Les valeurs releveacutees sont geacuteneacuteralement faibles (Ehrig

1983 Rule 1979) Ces valeurs srsquoexpliquent par le fait que les meacutetaux sont geacuteneacuteralement

adsorbeacutes agrave la surface des colloiumldes complexeacutes et preacutecipiteacutes par certains composeacutes organiques et

mineacuteraux preacutesents dans les lixiviats (Baun et Christensen 2004 Calace et al 2001 Jensen et

9

al 1999) Drsquoapregraves Kjeldsen et al (2002) seulement 02 des meacutetaux introduits dans une

deacutecharge finiront par se lixivier

Tableau 1-2 Concentrations des meacutetaux lourds dans les lixiviats

Meacutetaux lourds Gamme de concentration (mgL)

Arsenic 10-2

- 1

Cadmium 10-4

- 04

Chrome 2 10-2

- 15

Cobalt 5 10-3

- 15

Cuivre 5 10-3

- 10

Plomb 10-3

- 5

Mercure 1510-5

- 016

Nickel 15 10-2

- 13

Zinc 310-2

- 103

1214 La toxiciteacute

De nombreuses eacutetudes ont deacutemontreacute la toxiciteacute des lixiviats issus des sites drsquoenfouissement

sanitaires (Cameron 1980 Plotkin et Ram 1984) Cheung et al (1993) et Cleacutement et Merlin

(1995) ont rapporteacute que la concentration eacuteleveacutee de lrsquoazote ammoniacal contribue de faccedilon

consideacuterable agrave la toxiciteacute des lixiviats La preacutesence des microorganismes pathogegravenes contribue

aussi agrave la toxiciteacute des lixiviats (Donnelly et al 1988 Oshode et al 2008) Lors drsquoune eacutetude de

la population bacteacuterienne drsquoun lixiviat Oshode et al (2008) ont recenseacute 112 espegraveces bacteacuteriennes

appartenant agrave 17 genres diffeacuterentes Certains microorganismes pathogegravenes recenseacutes (bacillus

cereus E Coli staphylococus aureus clostridium sordelli etc) produisent des substances

10

toxiques dans le milieu Drsquoautres facteurs comme le pH la conductiviteacute et la preacutesence de certains

meacutetaux lourds peuvent aussi contribuer agrave la toxiciteacute des lixiviats (Kjeldsen et al 2002)

1215 Les composeacutes xeacutenobiotiques

Les lixiviats renferment une large varieacuteteacute de composeacutes xeacutenobiotiques dont les plus freacutequemment

rencontreacutes sont les hydrocarbures aromatiques (benzegravene toluegravene eacutethylbenzegravene xylegravenes etc) et

les hydrocarbures halogeacuteneacutes comme le teacutetrachloroeacutethylegravene et le trichloreacutethylegravene (Kjeldsen et al

2002)

1216 Les normes de rejet des lixiviats

Vu leur degreacute de pollution le rejet des lixiviats est reacuteguleacute par des normes strictes afin de

minimiser lrsquoimpact de la contamination des milieux reacutecepteurs Dans la province de Queacutebec par

exemple les normes de rejet des lixiviats sont aussi seacutevegraveres que celles des eaux useacutees

municipales (EUM) bien que les lixiviats peuvent ecirctre jusqursquoagrave 20 fois plus pollueacutes que les EUM

Au Queacutebec les normes de rejet des lixiviats sont reacutegies par le regraveglement sur lrsquoenfouissement et

lrsquoincineacuteration de matiegraveres reacutesiduelles de la loi sur la qualiteacute de lrsquoenvironnement (MDDELCC

2009) Les normes de rejet en vigueur au Queacutebec et en France (Renou et al 2008) sont

preacutesenteacutees dans le tableau 13 Dans le cas du Queacutebec selon la sensibiliteacute du milieu reacutecepteur

drsquoautres polluants tels que la DCO ou le phosphore peuvent eacutegalement ecirctre reacuteglementeacutes

11

Tableau 1-3 Les normes de rejet des lixiviats dans lenvironnement

Paramegravetres Uniteacutes

Normes au Queacutebec Normes en France (selon

la charge volumeacutetrique) Valeurs limites Moyenne

mensuelle

DBO5 mgL 150 65 30 -100

DCO mgL - - 125 - 300

COT - 70

pH - 6 ndash 95 -

N-NH4 mgL 25 10 -

Azote total mgL - 30

MES mgL 90 35 35 -100

Zn mgL 017 007 -

Coliformes feacutecaux UFC100mL - 1000 -

Composeacutes

pheacutenoliques mgL 0085 0030

-

122 Les proceacutedeacutes de traitement des lixiviats

1221 Les traitements biologiques

Les proceacutedeacutes biologiques sont largement utiliseacutes pour le traitement des lixiviats On rencontre

dans la litteacuterature diffeacuterentes technologies biologiques appliqueacutees au traitement des lixiviats

lagunage (Robinson et Grantham 1988) boue activeacutee (Hosomi et al 1989) lit bacteacuterien

(Boucher et al 2010 Martienssen et al 1995) bio-disque (Henderson et Atwater 1995)

bioreacuteacteur agrave membrane (BRM) (Bodzek et al 2006) reacuteacteur biologique seacutequentiel (SBR)

(Ying et al 1986) etc Les proceacutedeacutes biologiques preacutesentent comme principal atout lrsquoefficaciteacute agrave

traiter les polluants organiques biodeacutegradables avec un coucirct eacuteconomique rentable Ils sont aussi

efficaces pour le traitement des lixiviats jeunes qui sont caracteacuteriseacutes par un rapport de

biodeacutegradabiliteacute (DBODCO) eacuteleveacute Cependant leur utilisation est limiteacutee pour lrsquoeacutepuration des

12

lixiviats matures qui preacutesentent un grand pourcentage de composeacutes bio-reacutefractaires (Xiao et al

2013)

1222 Les traitements physico-chimiques

Les techniques de traitement physico-chimiques les plus couramment rencontreacutees pour le

traitement des lixiviats sont la coagulationfloculation la preacutecipitation chimique et lrsquoadsorption

Ces proceacutedeacutes constituent rarement agrave eux seuls une filiegravere de traitement Ils sont souvent utiliseacutes

comme systegraveme de preacutetraitement ou de traitement tertiaire associeacutes agrave drsquoautres proceacutedeacutes comme

les proceacutedeacutes biologiques On retrouve lrsquointeacuterecirct de ces techniques quand il srsquoagit de traiter des

lixiviats qui preacutesentent une grande fraction de composeacutes non-biodeacutegradables (cas des lixiviats

matures) mais aussi dans le cas ougrave on vise agrave proteacuteger un autre proceacutedeacute placeacute en aval des

preacutejudices que peuvent causer certains polluants tels que les meacutetaux lourds et les matiegraveres en

suspension Ainsi on retrouve souvent les proceacutedeacutes de coagulationfloculation et de preacutecipitation

chimique en amont des proceacutedeacutes biologiques et membranaires (Li et al 1999 Perez et al 2004

Singh et al 2012 Tatsi et al 2003 Wiszniowski et al 2006) Les techniques drsquoadsorption sont

domineacutees par lrsquoutilisation du charbon actif en grain ou en poudre Cette technique est tregraves

efficace pour lrsquoeacutelimination des composeacutes organiques reacutefractaires ainsi que la deacutecoloration des

lixiviats (Morawe et al 1995) Les lits de charbon actif biologique (CAB) mettent en synergie

les effets de biodeacutegradation et drsquoadsorption pour un meilleur traitement des lixiviats

1223 Les traitements eacutelectrochimiques

Bien que lrsquoutilisation des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques pour le traitement des lixiviats ne soit pas

encore tregraves reacutepandue on constate depuis quelques anneacutees de plus en plus drsquoeacutetudes reacutealiseacutees sur

13

ce sujet Les trois proceacutedeacutes eacutelectrochimiques les plus couramment rencontreacutes pour le traitement

des lixiviats sont lrsquoeacutelectrocoagulation lrsquoeacutelectro-oxydation et lrsquoeacutelectro-Fenton Ces proceacutedeacutes ont

en commun lrsquoavantage drsquoeacuteliminer agrave la fois la pollution organique reacutefractaire et la couleur des

lixiviats Leur principe consiste agrave geacuteneacuterer de faccedilon eacutelectrochimique des agents reacuteactifs capables

drsquoeacuteliminer efficacement les polluants Les avantages de tels proceacutedeacutes reacutesident dans leur aspect

non polluant leur faciliteacute drsquoautomatisation des temps de traitement reacuteduits et des besoins en

reacuteactifs faibles (Drogui et al 2007) Malgreacute les inteacuterecircts qursquoils preacutesentent le potentiel des

technologies eacutelectrochimiques reste encore sous-exploiteacute dans le domaine du traitement des

lixiviats Ceci est lieacute agrave certains inconveacutenients que preacutesentent ces technologies Les coucircts

eacutenergeacutetiques associeacutes agrave lrsquoexploitation des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques constituent un des freins

majeurs de leur expansion Il existe eacutegalement drsquoautres inconveacutenients speacutecifiques agrave chacune de

ces techniques Par exemple lrsquoeacutelectro-Fenton requiert une condition de traitement en milieu

acide (pH lt 4) lrsquoeacutelectrocoagulation entraicircne une production de reacutesidus meacutetalliques dont il faut

disposer et lrsquoeacutelectro-oxydation peut geacuteneacuterer des sous-produits de reacuteactions toxiques comme les

composeacutes organochloreacutes

1224 Les nouvelles techniques de traitement des lixiviats

Depuis quelques anneacutees de nouvelles technologies innovantes ont eacuteteacute expeacuterimenteacutees pour le

traitement des lixiviats Ces technologiques eacutemergeantes sont les proceacutedeacutes drsquooxydation avanceacutee

(POAs) et la filtration membranaire Elles sont geacuteneacuteralement utiliseacutees pour traiter les lixiviats

matures qui renferment des composeacutes reacutefractaires difficiles agrave traiter par les filiegraveres

conventionnelles

Le principe des POAs consiste agrave deacutegrader la matiegravere organique de faccedilon partielle ou totale en

geacuteneacuterant des espegraveces oxydantes reacuteactives non seacutelectives Parmi les oxydants geacuteneacutereacutes le radical

14

hydroxyle (OH) se distingue avec un pouvoir oxydant eacuteleveacute (Edeg = 280 V) La plupart des

POAs excepteacutee lrsquoozonation mettent en synergie diffeacuterents composeacutes avec ou sans irradiation

ultraviolet pour geacuteneacuterer des oxydants Parmi ces combinaisons on peut citer O3UV

O3H2O2UV (Qureshi et al 2002) O3H2O2 (Haapea et al 2002) Fe2+

H2O2 (reacuteactif de Fenton)

(Zhang et al 2006) Fe2+

H2O2UV (photo-Fenton) (Primo et al 2008) Ultrason (US) (Wang

et al 2008) etc

Les techniques membranaires telles que la microfiltration lrsquoultrafiltration la nanofiltration et

lrsquoosmose inverse ont eacuteteacute largement eacutetudieacutees pour eacutepurer les lixiviats Lrsquoemploi de ces techniques

permet drsquoobtenir un effluent drsquoune bonne qualiteacute susceptible drsquoecirctre reacuteutiliseacute Lrsquoutilisation de la

filtration membranaire trouve principalement son inteacuterecirct lorsqursquoil srsquoagit drsquoeacuteliminer les moleacutecules

de poids moleacuteculaires eacuteleveacutes non biodeacutegradables comme les substances humiques Cependant

ces technologies sont toujours associeacutees agrave drsquoautres meacutethodes de traitement conventionnelles et

elles se situent geacuteneacuteralement en fin de filiegravere (traitement tertiaire) Les inconveacutenients majeurs lieacutes

aux proceacutedeacutes membranaires sont les problegravemes de colmatage des membranes les coucircts

drsquoopeacuteration eacuteleveacutes et la formation de concentracirct hautement pollueacute qursquoil faut eacutepurer agrave nouveau

123 Le proceacutedeacute de biofiltration

La biofiltration (BF) est une technique de traitement biologique qui consiste agrave faire passer un

affluent pollueacute agrave travers un garnissage poreux sur lequel sont fixeacutees des bacteacuteries eacutepuratrices

Lrsquoutilisation de ce proceacutedeacute permet drsquoeacuteliminer agrave la fois les matiegraveres en suspension et une bonne

partie de la pollution organique et inorganique On distingue des biofiltres compactes et des

biofiltres extensifs Les biofiltres compactes preacutesentent comme principal avantage une faible

15

emprise au sol En revanche leur coucirct drsquoopeacuteration est plus eacuteleveacute en comparaison des biofiltres

extensifs qui requiegraverent une emprise au sol plus conseacutequente

Le proceacutedeacute de biofiltration preacutesente de nombreux avantages compareacutes aux autres proceacutedeacutes

biologiques conventionnels Les atouts que preacutesente la BF sont entre autres une bonne

reacutesistance aux variations de charges et de tempeacuteratures lrsquoabsence drsquoune filiegravere de seacuteparation

effluentbiomasse en aval une reacutesistance aux composeacutes xeacutenobiotiques etc Lrsquoatout majeur de la

biofiltration reacuteside de la fixation sur un support organique ou inerte drsquoune grande densiteacute de

biomasse eacutepuratrice Cette biomasse fixeacutee appeleacutee biofilm assure la biodeacutegradation de la

matiegravere organique et inorganique lors de son passage dans le biofiltre Le support de filtration

utiliseacute peut ecirctre drsquoorigine inorganique (pouzzolane bille de verre plastique argile expanseacute etc)

ou organique (tourbe eacutecorces de bois composte charbon actif etc) On distingue des biofiltres

aeacutereacutes (traitement aeacuterobie) et des biofiltres non aeacutereacutes ou passifs (traitement anaeacuterobies) Par

rapport agrave lrsquoeacutecoulement de lrsquoair le mode drsquoeacutecoulement du liquide peut srsquoeffectuer en mode co-

courant ou contre-courant On parle de lit submergeacute quand lrsquoalimentation srsquoeffectue de faccedilon

ascendante et de lit par percolation quand lrsquoalimentation en eau se fait de faccedilon gravitaire Au fur

et agrave mesure de la filtration on peut assister au colmatage du biofiltre qui neacutecessite des eacutepisodes

de lavage La freacutequence de lavage peut ecirctre de lrsquoordre de quelques heures quelques jours ou

quelques mois selon la porositeacute du lit filtrant et la teneur en MES de lrsquoaffluent

1231 Les processus de deacutegradation

Dans un proceacutedeacute de BF la deacutegradation de la matiegravere organique et inorganique peut srsquoeffectuer

soit par des processus de biodeacutegradation ou des processus physico-chimiques

16

La biodeacutegradation est assureacutee par un consortium de micro-organismes regroupeacutes sous forme de

biofilm Lrsquoadheacutesion du biofilm est rendu possible gracircce agrave la seacutecreacutetion par les microorganismes

de substances polymeacuteriques extracellulaires (SPE) qui maintiennent les colonies sur le support

filtrant (Branda et al 2005) Lors de la percolation de lrsquoeffluent agrave travers le lit les substrats

srsquoadsorbent agrave la surface du biofilm agrave lrsquoaide des SPEs Le substrat est ensuite transporteacute dans le

cœur du biofilm ougrave il sera utiliseacute par les microorganismes pour leur meacutetabolisme La diffusion

est le processus dominant du transport des substrats dans le biofilm (Horn et Morgenroth 2006)

La vitesse de diffusion du substrat agrave travers un biofilm est propre agrave chaque substrat (poids

moleacuteculaire de lrsquohydrophobiciteacute charge de surface etc) mais aussi de la nature du biofilm

(densiteacute porositeacute charge de surface hydrophobiciteacute etc) (Andersson 2009)

Les processus physico-chimiques contribuent eacutegalement agrave lrsquoeacutelimination des polluants dans un

biofiltre Cependant la contribution de ces processus est fortement lieacutee agrave la nature du support

utiliseacute Les supports organiques (tourbes composte charbon actif) auront plus tendance agrave pieacuteger

certains polluants par lrsquointermeacutediaire de nombreux groupements fonctionnels chimiques preacutesents

en leur surface Les supports mineacuteraux sont geacuteneacuteralement inertes chimiquement inactifs Leurs

apports aux processus physico-chimiques sont limiteacutes mais ils offrent une grande surface

speacutecifique propice agrave lrsquoeacutetablissement du biofilm Les principaux pheacutenomegravenes physico-chimiques

qui rentrent en jeu lors drsquoune filtration sur support organique sont lrsquoadsorption lrsquoeacutechange drsquoion

la cheacutelation la complexation etc (Allen et al 1997 Buelna et al 2008 McNevin et Barfprd

2001 Rattier et al 2012)

1232 Le proceacutedeacute de biofiltration appliqueacute au traitement des lixiviats

Divers proceacutedeacutes de biofiltration aeacuterobies et anaeacuterobies ont eacuteteacute expeacuterimenteacutes dans le but de traiter

les lixiviats La nature du milieu filtrant diffegravere selon les eacutetudes charbon actif (Imai et al

17

1995) sable en quartz (Stephenson et al 2004) tourbe (Kangsepp et Mathiasson 2009a

Kangsepp et al 2009b) reacutesidus de deacutechets enfouis (Li et al 2010 Xie et al 2010a Youcai et

al 2002) fragments de brique (Galvez et al 2009) deacutebris de pneus (Mondal et Warith 2008)

etc On note geacuteneacuteralement une bonne eacutelimination de la matiegravere organique biodeacutegradable (DBO)

et une bonne activiteacute nitrifiante dans les biofiltres aeacutereacutes (Stephenson et al 2004 Xie et al

2010b Youcai et al 2002) Des travaux de biofiltration de lixiviats reacutealiseacutes par Stephenson et

al (2004) ont montreacute donneacute des taux drsquoeacutelimination de lrsquoazote ammoniacal de 97 avec des

teneurs initiales de 568 mg N-NH4L Youcai et al (2002) ont obtenu un taux drsquoeacutelimination de la

DBO deacutepassant les 98 (DBO initiale = 580 mgL) en utilisant des deacutebris de deacutechets enfouis

comme milieu filtrant Cependant des performances limiteacutees en termes drsquoeacutelimination de la DCO

reacutefractaire sont enregistreacutees lors du traitement des lixiviats matures avec un rapport de

biodeacutegradabiliteacute (DBODCO) faible (Champagne et Khalekuzzaman 2014 Kangsepp et

Mathiasson 2009a Kotildeiv et al 2009) Stephenson et al (2004) ont obtenu un taux drsquoeacutelimination

de la DCO de 36 (DCO initiale = 765 mgL) en traitant un lixiviat mature qui preacutesentait un

rapport DBODCO = 01 On note une augmentation des performances eacutepuratoires avec

lrsquoaugmentation de la tempeacuterature du lixiviat et une diminution des charges organiques appliqueacutees

(Galvez et al 2009 Xie et al 2010b) Des expeacuteriences reacutealiseacutees par Galvez et al (2009) ont

mis en eacutevidence la reacutesistance du biofiltre lors du traitement drsquoun lixiviat contamineacute par des

composeacutes toxiques

1233 Le proceacutedeacute BIOSOR

Le proceacutedeacute de biofiltration sur support organique BIOSORMD

a eacuteteacute deacuteveloppeacute et breveteacute par le

Centre de Recherche Industrielle du Queacutebec (CRIQ) (Buelna 2000) Ce systegraveme de traitement

18

innovant permet drsquoeacutepurer des affluents liquides et gazeux en les faisant passer agrave travers un

garnissage composeacute principalement de tourbe et des copeaux de bois Le principe de

fonctionnement du BIOSOR est scheacutematiseacute dans la figure 11 Lrsquoalimentation en eau se fait de

faccedilon gravitaire (percolation) tandis que lrsquoair est injecteacute en bas de la colonne (mode

drsquoeacutecoulement contre-courant) En traversant le garnissage le liquide etou le gaz sont eacutepureacutes par

divers pheacutenomegravenes physico-chimiques et biologiques Lrsquoeau traiteacutee est recueillie en bas de la

colonne et lrsquoair reacutesiduel srsquoeacutechappe agrave la surface En dehors de ses performances eacutepuratoires le

BIOSOR preacutesente la particulariteacute drsquoecirctre opeacutereacute sur une longue peacuteriode sans ecirctre colmateacute Ceci est

possible gracircce agrave la structure poreuse obtenue avec un meacutelange de tourbe et drsquoeacutecorces de bois De

plus le fait de placer agrave la surface supeacuterieure une couche poreuse composeacutee uniquement

drsquoeacutecorces de bois ou de pouzzolane aide agrave la preacutevention du colmatage


19

La tourbe preacutesente dans le garnissage du BIOSOR est lrsquoeacuteleacutement cleacute des processus drsquoeacutepuration

Grace agrave sa structure poreuse elle offre agrave la fois une grande surface speacutecifique aux

microorganismes pour lrsquoeacutetablissement drsquoun biofilm mais aussi des qualiteacutes de filtration

inteacuteressantes On retrouve eacutegalement agrave la surface de la tourbe diffeacuterents groupements chimiques

(alcools pheacutenols aldeacutehydes ceacutetones esters etc) qui contribuent agrave lrsquoeacutepuration des effluents par

des processus physico-chimiques tels que lrsquoadsorption lrsquoeacutechange drsquoion la complexation etc

(Buelna et al 2008) Une petite quantiteacute de calcite (CaCO3) (lt 5 volumique) rentre dans la

composition du meacutedia filtrant La calcite a pour objectif de fournir une source de carbone

mineacuteral aux bacteacuteries autotrophes dans le cas ougrave lrsquoeffluent agrave traiter preacutesente une alcaliniteacute faible

La preacutesence de la calcite permettra eacutegalement de tamponner le milieu et eacuteviter ainsi des grandes

variations de pH lors du traitement Le tableau 14 renseigne sur les charges hydrauliques et

organiques agrave appliquer dans le BIOSOR pour un fonctionnement optimal

Tableau 1-4 Charges nominales hydrauliques et organiques du proceacutedeacute BIOSOR

Charges nominales hydrauliques et organiques du proceacutedeacute BIOSORMD

Charge hydraulique 0032 - 0350 m3m

2j

Charge en matiegravere organique 02 kg DBO5m2j

Charge en azote 0055 kg NH4m2j

Charge matiegravere en suspension 005 kg MESm2j

Depuis la mise en place du BIOSOR diffeacuterents travaux ont eacuteteacute meneacutes sur ce systegraveme afin de

cerner les meacutecanismes eacutepuratoires impliqueacutes et drsquooptimiser son fonctionnement (Aubry 2008

20

Boucher 2010 Buelna et al 1998 Dubeacute 1998 Garzoacuten-Zuacutentildeiga et al 2005 Garzoacuten-Zuacutentildeiga et

al 2007 Garzoacuten‐Zuacutentildeiga et al 2003 Gilbert 2006)

Dubeacute (1998) et Garzoacuten-Zuacutentildeiga et al (2007) se sont pencheacutes sur lrsquoinfluence de lrsquoaeacuteration sur les

performances eacutepuratoires du BIOSOR appliqueacute au traitement du lisier de porc En eacutetudiant les

performances de deux biofiltres (biofiltre aeacutereacute vs biofiltre passif) Dubeacute (1998) a conclu que

lrsquoaeacuteration permet drsquoaugmenter les performances en termes drsquoeacutelimination de la pollution

organique et azoteacutee Cependant son influence reste limiter concernant lrsquoabattement du

phosphore Garzoacuten-Zuacutentildeiga et al (2007) ont compareacute lrsquoinfluence de diffeacuterents deacutebits drsquoaeacuteration

(34 ndash 44 ndash 94 et 34 m3m

2h) sur les performances de 4 biofiltres Les auteurs ont trouveacute des

taux drsquoabattement de la DBO deacutepassant les 99 quel que soit le deacutebit drsquoalimentation appliqueacute

La recommandation faite agrave lrsquoissu de cette eacutetude consiste agrave travailler avec un deacutebit drsquoaeacuteration de

34 m3m

2h lors de la peacuteriode drsquoacclimatation afin de limiter le stripage du NH3 Une fois la

biomasse nitrifiante eacutetablie le deacutebit drsquoaeacuteration peut ecirctre hausseacute agrave 44 m3m

2h pour une

meilleure efficaciteacute drsquoabattement du NH4 et de la DBO

Les processus lieacutes agrave lrsquoeacutelimination de la pollution azoteacutee dans le BIOSOR ont eacuteteacute bien

documenteacutes dans diffeacuterentes eacutetudes (Aubry 2008 Garzoacuten-Zuacutentildeiga et al 2005 Gilbert 2006)

Lrsquoeffluent traiteacute lors de ces eacutetudes eacutetait du lisier de porc Les travaux reacutealiseacutes par Aubry (2008) et

Gilbert (2006) ont montreacute que lrsquoessentiel de la nitrification et de la deacutegradation de la matiegravere

organique a lieu dans les 30 cm supeacuterieur de la colonne et que la nitrification reste le processus

preacutedominant de la transformation de lrsquoazote dans le biofiltre Drsquoautres formes azoteacutees gazeuses

(N2O NH3 et le N2) ont eacuteteacute deacutetecteacutees lors de ces eacutetudes Lrsquoapparition de ces gaz prouve

lrsquoexistence drsquoautres pheacutenomegravenes comme la deacutenitrification et le stripage (Garzoacuten-Zuacutentildeiga et al

2005) Une partie de la pollution azoteacutee serait eacutegalement stockeacutee agrave lrsquointeacuterieur du biofiltre via des

21

processus physiques et biologiques comme lrsquoadsorption la filtration et lrsquoassimilation (Garzoacuten-

Zuacutentildeiga et al 2005) Il convient de souligner la complexiteacute agrave cerner le devenir de lrsquoazote dans un

biofiltre car il existe diffeacuterents pheacutenomegravenes qui rentrent en ligne de compte Cependant nous

pouvons consideacuterer que la nitrification est le processus dominant de la transformation de lrsquoazote

dans un biofiltre aeacutereacute

Boucher (2010) a expeacuterimenteacute lrsquoutilisation du BIOSOR pour le captage des meacutetaux lourds

preacutesents dans un lixiviat de site drsquoenfouissement sanitaire Le BIOSOR utiliseacute a permis drsquoobtenir

des taux drsquoabattement de la matiegravere organique (DBO) et de lrsquoazote ammoniacal supeacuterieurs agrave

98 respectant ainsi les normes de rejet au Queacutebec Cependant le systegraveme nrsquoa pas eacuteteacute

performant agrave eacuteliminer le zinc Or le zinc est consideacutereacute comme lrsquoindicateur global de la pollution

des meacutetaux dans la norme queacutebeacutecoise des lixiviats issus de lrsquoenfouissement et de lrsquoincineacuteration

des matiegraveres reacutesiduelles Cette norme stipule une concentration en zinc infeacuterieure agrave 007 ppm

avant de rejeter les lixiviats dans le milieu naturel Lrsquohypothegravese eacutemise concernant le non-respect

de la norme en zinc est un eacuteventuel relargage de zinc par le milieu filtrant Lrsquoauteur suggegravere un

systegraveme de captage des meacutetaux en aval du proceacutedeacute BIOSOR afin de respecter les normes de rejet

par rapport au zinc

124 Le proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation

1241 Le principe du proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation

Le proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation (EC) est issu du proceacutedeacute de coagulation chimique qui utilise des

reacuteactifs chimiques pour la coagulation des colloiumldes preacutesents dans les eaux Pendant lrsquoEC les

agents coagulants (Fe2+

et Al3+

par exemple) sont geacuteneacutereacutes in-situ de faccedilon eacutelectrochimique en

22

appliquant un courant eacutelectrique sur une anode sacrificielle en fer ou en aluminium (Eacutequations

11 et 12)

Eacutequation 1-1

Eacutequation 1-2

Les ions produits reacuteagissent avec les ions hydroxydes (OH-) preacutesents dans la solution pour

former des hydroxydes de fer ou drsquoaluminium (Eacutequations 13 et 14) (Drogui et al 2007)

Eacutequation 1-3 ( )


Agrave la cathode il y a formation du gaz H2 qui peut aussi entraicircner la flottation des reacutesidus

meacutetalliques (Eacutequation 15) (Chen 2004)

Eacutequation 1-5

Le meacutecanisme drsquoEC deacutepend fortement de la nature chimique du milieu et plus particuliegraverement

de sa conductiviteacute (Mollah et al 2001) Les hydroxydes meacutetalliques formeacutes lors des reacuteactions

13 et 14 srsquoimpliquent dans des reacuteactions de condensation ou de polymeacuterisation Ce qui conduit

agrave la formation drsquoun preacutecipiteacute vert pour les hydroxydes de fer et drsquoune substance geacutelatineuse

blanche pour les hydroxydes drsquoaluminium (Drogui et al 2007) Les reacuteactions de polymeacuterisation

peuvent ecirctre deacutecrites comme suit eacutequations 16 et 17 Les complexes polymeacuteriques formeacutes sont

capables drsquoeacuteliminer les polluants dissous et insolubles par des pheacutenomegravenes drsquoadsorption de

complexation ou de preacutecipitation (Drogui et al 2007)

Eacutequation 1-6 ( ) ( ) ( )

23


Les ions de fer et drsquoaluminium peuvent geacuteneacuterer eacutegalement diffeacuterentes espegraveces coagulantes de

charge positive qui provoquent la deacutestabilisation et lrsquoagglomeacuteration des particules et colloiumldes

chargeacutes neacutegativement Par exemple lrsquohydrolyse des ions Al3+

geacutenegravere sur une large gamme de

pH des espegraveces comme Al(H2O)63+

Al(H2O)52+

et Al(H2O)42+

Lrsquohydrolyse de ces derniegraveres

conduit agrave la formation de diffeacuterentes espegraveces monomeacuteriques ou polymeacuteriques tels que Al(OH)2+

Al(OH)2+ Al2(OH)2

4+ Al(OH)4

- Al6(OH)15

3+ Al7(OH)17

4+ et autres (Mollah et al 2004) Un

pheacutenomegravene similaire est observeacute avec lrsquohydrolyse des ions ferriques Selon le pH du milieu il est

possible de former lrsquoespegravece monomeacuterique Fe(OH)3 et des espegraveces polymeacuteriques complexes

comme Fe(H2O)63+

Fe(H2O)5(OH)2+

Fe(H2O)4(OH)2+ Fe2(H2O)8(OH)2

4+ et Fe2(H2O)6(OH)4

4+

(Mollah et al 2004)

La combinaison de diffeacuterents pheacutenomegravenes de deacutepollution (complexation preacutecipitation flottation

coagulation et adsorption) rend ce proceacutedeacute tregraves efficace pour le traitement des polluants

organiques et inorganiques (Drogui et al 2007) LrsquoEC est eacutegalement efficace pour lrsquoeacutelimination

des composeacutes de poids moleacuteculaires eacuteleveacutes (Tsai et al 1997) Ces moleacutecules sont largement

preacutesentes dans les lixiviats laquo matures raquo et sont difficilement biodeacutegradables par une filiegravere

biologique

1242 Application du proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation au traitement des lixiviats

Quelques eacutetudes concernant lrsquoutilisation de lrsquoEC pour le traitement des lixiviats ont eacuteteacute

rapporteacutees avec des reacutesultats inteacuteressants en termes drsquoeacutelimination de la DCO et de la couleur

(Bouhezila et al 2011 Contreras et al 2009 Ilhan et al 2008 Li et al 2011 Mariam et

Nghiem 2010 Tsai et al 1997) En revanche lrsquoefficaciteacute de lrsquoEC sur lrsquoeacutelimination de la

24

pollution azoteacutee est relativement faible Le tableau 15 reacutesume les reacutesultats de quelques eacutetudes

expeacuterimentales portant sur lrsquoEC des lixiviats

Dans les essais de laboratoire lrsquoEC est souvent reacutealiseacutee dans une cellule eacutelectrolytique dans

laquelle sont plongeacutees les eacutelectrodes plates soumises agrave une diffeacuterence de potentiel Le fer

lrsquoaluminium et leurs deacuteriveacutes sont largement utiliseacutes comme anode soluble pour former les

coagulants Ces deux eacuteleacutements ou drsquoautres meacutetaux peuvent eacutegalement faire office de cathode

(Tsai et al 1997) La disposition des eacutelectrodes peut se faire selon deux configurations

monopolaire ou bipolaire (Drogui et al 2007) (figure 12) Dans la configuration monopolaire

on a une succession drsquoanodes et de cathodes relieacutees respectivement aux bornes positives et

neacutegatives du geacuteneacuterateur Chaque eacutelectrode reccediloit ainsi la mecircme valeur de la tension et une

fraction de lrsquointensiteacute totale Dans la configuration bipolaire seules les deux eacutelectrodes externes

sont relieacutees aux bornes du geacuteneacuterateur Pour les autres eacutelectrodes intermeacutediaires il se forme une

anode dans une face et une cathode dans lrsquoautre Les deux configurations sont utiliseacutees en

traitement des eaux cependant la configuration bipolaire est souvent preacutefeacutereacutee agrave cause de la

simpliciteacute des connections et des faibles dissipations eacutenergeacutetiques dans le circuit externe (Drogui

et al 2007)

Figure 1-2 Configurations monopolaire et bipolaire des eacutelectrodes

25

Tableau 1-5 Reacutesultats de quelques eacutetudes faites sur lrsquoEC des lixiviats de site drsquoenfouissement

Electrodes Volume

de travail

(L)

pH

Dureacutee de

traitement

(min)

Tension ou

densiteacute

eacutelectrique

DCO NH4 Distance

inter-

eacutelectrode

(cm)

Reacutefeacuterences Anode Cathode

Concentration

initiale (mgL)

Abattement

()

Concentration

initiale (mgL)

Abattement

()

Al Al 05 8 100 12 V 16464 627 - - 65 (Jotin et al

2012)

Fe Fe 1 64 ndash 73 90 496 mAcm2 2566 498 386 386 1 (Li et al 2011)

Fe Fe 1 65 30 298 mAcm2 2566 327 386 248 1 (Li et al 2011)

Al Al 1 65 30 298 mAcm2 2566 21 386 208 1 (Li et al 2011)

Al Al 05 82 30 631 mAcm2 12860 56 2240 14 65 (Ilhan et al

2008)

Fe Fe 05 82 30 631 mAcm2 12860 asymp 52 2240 11 65 (Ilhan et al

2008)

Al Al 05 76 ndash 89 30 50 mAcm2 28200 ndash 34200 70 - - 28 (Bouhezila et

al 2011)

Fe Fe 05 76 ndash 89 30 50 mAcm2 28200 ndash 34200 asymp 68 - - 28 (Bouhezila et

al 2011)

Al Cu 2 82 ndash 85 20 25 mAcm2 2247 39 - - 2 (Tsai et al

1997)

Fe Cu 2 82 ndash 85 20 261 mAcm2 2107 445 - - 2 (Tsai et al

1997)

Al Al - 8 60 20 mAcm2 9800 605 3710 243 - (Kabuk et al

2014)

Fe Fe 015 86 30 5 V 12650 33 - - 23 (Norma et al

2012b)

Al Al 08 661 - 7 30 159 mAcm2 6200 45 - - 16 (Top et al

2011)

Fe Fe 09 654 180 30 mAcm2 11000 6585 - - 09 (Orkun et

Kuleyin 2012)

26

1243 Les paramegravetres drsquoinfluence de lrsquoeacutelectrocoagulation

Parmi les paramegravetres qui influencent le traitement drsquoEC on peut citer lrsquointensiteacute appliqueacutee le

type drsquoeacutelectrode le pH la conductiviteacute la distance inter-eacutelectrode et le temps de traitement

(Khandegar et Saroha 2013)

12431 Lrsquointensiteacute de courant

Selon la loi de Faraday lrsquointensiteacute appliqueacutee est directement proportionnelle agrave la quantiteacute de

coagulants produite par lrsquoanode Une augmentation du courant eacutelectrique favorise les reacuteactions

des eacutequations 11 et 12 induisant une meilleure eacutelimination des polluants Une augmentation de

lrsquointensiteacute est eacutegalement favorable agrave la formation du dihydrogegravene agrave la cathode (eacutequation 15)

permettant ainsi la flottation des hydroxydes meacutetalliques vers la surface du reacuteacteur Lrsquoeffet de

la densiteacute eacutelectrique sur lrsquoEC des lixiviats a eacuteteacute eacutetudieacute par quelques auteurs tels que Tsai et al

(1997) qui ont observeacute une augmentation de la vitesse et du taux drsquoeacutelimination de la DCO en

faisant varier la tension entre 2 et 15 V Ils ont eacutegalement constateacute agrave des faibles valeurs de

tension que lrsquoutilisation drsquoune anode en Fe donne de meilleurs reacutesultats compareacutee agrave une anode

en Al Selon Li et al (2011) avec lrsquoaugmentation du courant les bulles de dihydrogegravene H2

produites agrave la cathode deviennent plus denses et leur taille diminue Ce pheacutenomegravene rend

lrsquoeacutelectro-flottation plus efficace Drsquoautres expeacuteriences reacutealiseacutees par Ilhan et al (2008) et

Bouhezila et al (2011) sur des lixiviats ont mis en eacutevidence lrsquoaugmentation des performances

eacutepuratoires avec lrsquoaugmentation de la densiteacute eacutelectrique cependant une forte valeur de la tension

eacutelectrique peut reacuteduire les taux drsquoabattement de la DCO (Jotin et al 2012) Ce pheacutenomegravene peut

ecirctre ducirc agrave la reacuteaction drsquohydrolyse de lrsquoeau en O2 qui se produit agrave des valeurs eacuteleveacutees drsquointensiteacutes

de courant et qui rentre en compeacutetition avec la reacuteaction de dissolution anodique (Canizares et al

2005)

27

12432 Le pH

Vu que les reacuteactions drsquohydrolyse des ions de fer et drsquoaluminium deacutependent du pH ce dernier a

un rocircle important dans un proceacutedeacute drsquoEC Selon une eacutetude de Jotin et al (2012) lrsquoeacutelimination de

la DCO varie de 59 agrave 73 dans une gamme de pH initial du lixiviat allant de 4 agrave 8 Lrsquoeacutetude a

montreacute qursquoune correction de pH du lixiviat nrsquoest pas neacutecessaire car le pH initial est situeacute dans la

gamme drsquoeacutelimination optimale Fernandes et al (2014) ont conclu eacutegalement que le pH initial du

lixiviat eacutetudieacute convient comme pH optimal avec lrsquoutilisation drsquoune eacutelectrode en fer Cependant il

est agrave noter que les valeurs de pH tregraves acides (lt 39) ou tregraves basiques (gt 10) diminuent les

performances du proceacutedeacute drsquoEC avec une chute brutale du taux drsquoeacutelimination de la DCO (Li et

al 2011) En fait des valeurs de pH tregraves basiques (pH gt 10) entrainent drsquoune part la

modification de la charge eacutelectrostatique de la surface des colloiumldes empecircchant ainsi leur

deacutestabilisation et drsquoautre part agrave la formation de certains hydroxydes de fer ou drsquoaluminium

portant des charges neacutegatives inefficaces pour lrsquoEC (Drogui et al 2008) Les pH limites de

solubiliteacute des hydroxydes de fer (Fe(OH)2 et Fe(OH)3) et drsquoaluminium (Al(OH)3) sont

respectivement 55 et 4 Ceci explique les meilleures performances de lrsquoAl agrave des pH leacutegegraverement

acides par rapport au fer (Asselin 2007 Moreno-Casillas et al 2007) Il est souvent noteacute une

augmentation du pH initial apregraves EC (Li et al 2011) Cette hausse est principalement attribueacutee agrave

la production drsquoions hydroxydes lors de la reacuteduction cathodique de lrsquoeau (Eacutequation 15) (Drogui

et al 2008)

12433 Le type drsquoeacutelectrodes

Le type drsquoeacutelectrode (Fe ou Al) utiliseacute peut avoir un impact sur la qualiteacute du traitement Selon

Bouhezila et al (2011) lrsquoanode en Al est plus efficace que celle en fer pour le traitement de la

couleur de la turbiditeacute et du NH4 des lixiviats En revanche le taux drsquoabattement de la DCO

28

nrsquoest pas significativement influenceacute par le type drsquoeacutelectrode (Bouhezila et al 2011) Les mecircmes

reacutesultats en termes de DCO et de NH4 ont eacuteteacute obtenus par Ilhan et al (2008) en expeacuterimentant le

fer et lrsquoaluminium dans les mecircmes conditions Ces deux eacutetudes ont eacuteteacute reacutealiseacutees agrave des densiteacutes de

courant respectives de 50 et 631 mAcm2 En utilisant une densiteacute de courant plus faible (298

mAcm2) Li et al (2011) ont trouveacute que lrsquoanode en Fe permet drsquoeacuteliminer plus de DCO que celle

en Al Tsai et al (1997) ont agrave leur tour montreacute que lrsquoutilisation drsquoune anode en Fe donne de

meilleurs reacutesultats qursquoavec une anode en Al agrave des faibles valeurs de tension Drsquoapregraves Li et al

(2011) les hydroxydes de fer deacutecantent mieux que les hydroxydes drsquoaluminium Ceci peut ecirctre

expliqueacute par la diffeacuterence de masse molaire qui est en faveur du fer (5584 Vs 2698 gmol) Le

volume des reacutesidus meacutetalliques geacuteneacutereacutes a eacuteteacute deux fois plus eacuteleveacute en changeant lrsquoeacutelectrode de Fe

par une eacutelectrode drsquoAl selon une eacutetude de Bouhezila et al (2011)

12434 La conductiviteacute

Lrsquoaugmentation de la conductiviteacute permet drsquooptimiser la consommation eacutenergeacutetique et de reacuteduire

le temps de traitement (Ilhan et al 2008 Khandegar et Saroha 2013) Vu la valeur eacuteleveacutee de la

conductiviteacute des lixiviats (5 ndash 30 mScm) lrsquoajout drsquoeacutelectrolyte dans le but drsquoaugmenter la

conductiviteacute nrsquoest pas neacutecessaire dans la plupart des cas (Jotin et al 2012) Le NaCl est souvent

utiliseacute comme eacutelectrolyte mais un fort dosage peut entraicircner la reacuteaction entre les ions chlorures

et la hydroxydes meacutetalliques formant des composeacutes chloreacutes tels que Al(OH)2Cl et Al(OH)Cl2

non favorables agrave la coagulation (Wang et al 2009)

12435 Le temps de traitement et la distance inter-eacutelectrode

Dans les eacutetudes de laboratoire le taux de deacutepollution augmente avec le temps drsquohydrolyse avant

de plafonner agrave des valeurs allant de 30 agrave 100 minutes de temps de traitement deacutependamment de

lrsquointensiteacute de courant appliqueacutee Cependant un temps de traitement tregraves long peut conduire agrave une

29

surconsommation eacutenergeacutetique et une surproduction de boues (Li et al 2011) drsquoougrave lrsquointeacuterecirct de

reacutealiser des eacutetudes de cineacutetique drsquoeacutelimination afin drsquoidentifier le temps de traitement et lrsquointensiteacute

de courant optimums

Etant donneacute que la chute ohmique est proportionnelle agrave la distance inter-eacutelectrode

lrsquoaugmentation ou la reacuteduction de cette distance peut influencer les performances du traitement

Bouhezila et al (2011) ont observeacute une variation de 10 du taux drsquoabattement de la DCO en

faisant varier la distance inter-eacutelectrode de 05 agrave 28 cm Une distance inter-eacutelectrode tregraves

importante peut aboutir agrave une consommation suppleacutementaire drsquoeacutenergie Dans les diverses eacutetudes

consulteacutees sur le sujet la distance inter-eacutelectrode releveacutee varie entre 1 et 65 cm

125 Combinaison des proceacutedeacutes biologiques et drsquoeacutelectrocoagulation

Le couplage des proceacutedeacutes drsquoEC et biologiques appliqueacute au traitement des lixiviats est un sujet

tregraves peu documenteacute dans la litteacuterature La seule eacutetude trouveacutee agrave date sur le sujet est rapporteacutee par

Djelal et al (2014) Lors de cette eacutetude lrsquoEC est placeacutee en amont drsquoun proceacutedeacute de boue activeacutee

pour traiter un lixiviat mature LrsquoEC a permis drsquoeacuteliminer 56 de la DCO en appliquant une

densiteacute de courant de 95 mAcm2 et un temps de traitement de 150 min Cependant lrsquoEC srsquoest

montreacutee inefficace pour lrsquoenlegravevement du NH4 Ce dernier a eacuteteacute eacutelimineacute agrave 62 pendant le

traitement biologique subseacutequent

Drsquoautres auteurs se sont inteacuteresseacutes agrave la combinaison des proceacutedeacutes drsquoEC et drsquoeacutelectro-oxydation

(EO) placeacutee en amont ou en aval drsquoun proceacutedeacute biologique (Fernandes et al 2014 Norma et al

2012a) Apregraves une expeacuterience drsquoEC reacutealiseacutee sur un lixiviat mature Labanowski et al (2010) ont

conclu que lrsquoimplantation drsquoune filiegravere biologique apregraves un traitement drsquoEC nrsquoest pas justifieacutee car

lrsquoEC contrairement agrave lrsquoEO nrsquoaugmente pas significativement la teneur de la matiegravere organique

30

biodeacutegradable apregraves traitement Ceci peut justifier lrsquoutilisation combineacutee de lrsquoEC et de lrsquoEO

proposeacutee par Fernandes et al (2014) pour augmenter la biodeacutegradabiliteacute des lixiviats matures

Norma et al (2012a) ont combineacute lrsquoEC et lrsquoEO comme traitement secondaire sur un lixiviat issu

drsquoun traitement biologique LrsquoEC seule a permis drsquoeacuteliminer 75 de la DCO reacutesiduelle avec une

teneur initiale de 11 720 mgL

Quelques eacutetudes de couplage des proceacutedeacutes drsquoEC et biologiques pour traiter drsquoautres types

drsquoeffluents ont eacuteteacute reacutealiseacutees ces derniegraveres anneacutees (Antony et Natesan 2012 Bani-Melhem et

Smith 2012 Moises et al 2010 Stafford et al 2014 Yu et al 2006) Bani-Melhem et Smith

(2012) ont expeacuterimenteacute la combinaison de lrsquoEC avec un bioreacuteacteur agrave membrane immergeacutee

(BRMI) pour le traitement drsquoune eau grise LrsquoEC est placeacutee en amont du BRMI Les auteurs ont

observeacute une diminution de 13 de la freacutequence de colmatage de la membrane en effectuant ce

couplage Lrsquoabattement du phosphore soluble est eacutegalement passeacute de 65 avec lrsquoutilisation du

BRMI seul agrave 943 avec le couplage EC-BRMI Cependant les auteurs ont noteacute une diminution

du taux drsquoeacutelimination de lrsquoazote ammoniacal lors du couplage EC-BRMI (78 avec EC-BRMI

et 974 avec BRMI seul) La baisse de lrsquoeacutelimination du NH4 peut ecirctre justifieacutee par la sensibiliteacute

des bacteacuteries nitrifiantes aux concentrations reacutesiduelles des ions aluminium produits lors du

processus drsquoEC Antony et Natesan 2012 (2012) ont eacutetudieacute la combinaison de lrsquoEC avec un

systegraveme biologique de type boue activeacutee pour traiter des effluents de papeterie LrsquoEC a eacuteteacute

utiliseacutee comme proceacutedeacute de preacutetraitement Le couplage a permis drsquoatteindre un taux drsquoeacutelimination

de la DCO de 8597 compareacute agrave 3151 drsquoeacutelimination quand le proceacutedeacute biologique est utiliseacute

seul Selon les auteurs de cette eacutetude lrsquoindice de biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent (DBOdivideDCO) est

passeacute de 014 agrave 045 apregraves le preacutetraitement par EC Moises et al (2010) ont eacutegalement testeacute agrave

leur tour le couplage EC-Boue activeacutee dans un proceacutedeacute continu pour le traitement drsquoeffluents

31

industriels Les performances globales du systegraveme sont satisfaisantes Ils ont enregistreacute des taux

drsquoeacutelimination de la DCO de la turbiditeacute et de la couleur de 80 92 et 94 respectivement

En reacutesumeacute on peut noter que lrsquoeacutetude du couplage des proceacutedeacutes drsquoEC et biologiques appliqueacute au

traitement des lixiviats reste agrave deacutevelopper Quelques eacutetudes de ce couplage ont eacuteteacute reacutealiseacutees pour

traiter divers types drsquoeffluents Les reacutesultats obtenus dans le cadre de ce couplage sont

satisfaisants Toutefois lors de ces eacutetudes les incertitudes technologiques lieacutees agrave ce couplage

ainsi que les interactions des deux proceacutedeacutes nrsquoont pas eacuteteacute investigueacutees Parmi les incertitudes

technologiques et interactions on peut citer lrsquoimpact de la carence en phosphore et des ions

meacutetalliques reacutesiduels (Al3+

et Fe2+

) sur le traitement biologique lrsquoinfluence de lrsquoalcaliniteacute sur

lrsquoEC lrsquoinfluences des fortes teneurs de NH4 et de meacutetaux lourds sur le traitement biologique la

reacuteduction eacutelectrochimique des nitrates en ammonium lors de lrsquoEC du lixiviat bio-traiteacute etc Les

travaux futurs devraient srsquointeacuteresser davantage sur les interactions entre les deux systegravemes selon

leur position dans la filiegravere de traitement

33

13 Probleacutematique hypothegraveses objectifs et originaliteacute

131 Contexte et Probleacutematique

Selon lrsquoacircge de la deacutecharge les lixiviats preacutesenteront des caracteacuteristiques physico-chimiques

diffeacuterentes Les lixiviats issus de deacutecharge laquo jeuneraquo sont caracteacuteriseacutes par des concentrations tregraves

eacuteleveacutees en matiegraveres organiques biodeacutegradables tandis qursquoon retrouve dans les lixiviats

laquo matures raquo des concentrations en matiegraveres organiques plus faibles mais qui sont de nature

reacutefractaire (Ehrig 1989 Harmsen 1983 Kjeldsen et al 2002) De ce fait il ne serait pas

convenable drsquoappliquer la mecircme meacutethode de traitement sur diffeacuterents types de lixiviats En plus

de leur complexiteacute les lixiviats sont soumis agrave des normes de rejet tregraves contraignantes

(MDDELCC 2009) Au Queacutebec drsquoici 2018 les exploitants de site drsquoenfouissement auront

lrsquoobligation de disposer sur site leur propre filiegravere de traitement des lixiviats Ce qui neacutecessite la

mise en place des systegravemes drsquoeacutepuration techniquement fiables et eacuteconomiquement rentables

Les proceacutedeacutes biologiques largement utiliseacutes pour le traitement des lixiviats jeunes

biodeacutegradables trouvent leur limite quand il srsquoagit drsquoeacutepurer des lixiviats laquo matures raquo bio-

reacutefractaires De plus les fortes concentrations de DBO5 et drsquoazote ammoniacal retrouveacutees dans

les lixiviats laquo jeunes raquo entraicircnent une augmentation de lrsquoemprise au sol des ouvrages et allongent

les temps de traitement Pour remeacutedier agrave cette probleacutematique des technologies physico-

chimiques sont souvent coupleacutees avec les proceacutedeacutes biologiques afin de pouvoir traiter

efficacement diffeacuterents types de lixiviats Dans cette preacutesente eacutetude la biofiltration et

lrsquoeacutelectrocoagulation sont mises en synergie afin de traiter efficacement les lixiviats et de

rencontrer les normes strictes de rejet en vigueur dans la province du Queacutebec Cependant le

couplage des proceacutedeacutes de BF et drsquoEC preacutesentent diffeacuterentes incertitudes technologiques qui

34

meacuteritent drsquoecirctre eacutetudieacutees en laboratoire avant la mise en eacutechelle drsquoun tel proceacutedeacute de couplage

Certaines incertitudes lieacutees agrave ce couplage sont abordeacutees dans les hypothegraveses de recherches

preacutesenteacutees ci-apregraves

35

132 Hypothegraveses

Lors du couplage de la BF et lrsquoEC diffeacuterentes hypothegraveses peuvent ecirctre eacutenumeacutereacutees suivant la

disposition des deux ouvrages dans la filiegravere de traitement Le sceacutenario 1 consiste agrave installer la

BF en amont de lrsquoEC et le sceacutenario 2 consiste agrave installer la BF en aval du proceacutedeacute drsquoEC

1321 Sceacutenario 1 (Biofiltration suivie drsquoEacutelectrocoagulation)

Hypothegravese 1 La BF permettrait lrsquoeacutelimination de lrsquoazote ammoniacal ainsi que la matiegravere

organique biodeacutegradable (DBO) contenus dans le lixiviat brut Le traitement secondaire drsquoEC

permettrait drsquoeacuteliminer la DCO reacutefractaire caracteacuteriseacutee par des composeacutes de poids moleacuteculaires

eacuteleveacutes qui srsquoadsorberaient relativement bien sur les hydroxydes meacutetalliques formeacutes lors de lrsquoEC

(Tsai et al 1997)

Hypothegravese 2 Les lixiviats peuvent contenir des teneurs eacuteleveacutees en alcaliniteacute Crsquoest souvent le

cas des lixiviats matures ayant des teneurs tregraves faibles en acides gras volatils Cette alcaliniteacute

pourrait avoir une importance significative sur le processus de lrsquoeacutelimination de lrsquoazote car les

bacteacuteries autotrophes responsables de la nitrification utilisent le carbone mineacuteral (HCO3- et CO3

2-

) comme source de carbone La consommation de cette alcaliniteacute permettrait drsquoalimenter la

cellule drsquoEC avec une eau moins entartrante qui aura comme avantage la limitation des

pheacutenomegravenes drsquoencrassement des eacutelectrodes

36

Hypothegravese 3 Les ions nitrates issus du processus de nitrification du NH4 peuvent ecirctre reacuteduits

de faccedilon eacutelectrochimique lors du traitement drsquoEC Les produits principaux de cette reacuteaction

seront les nitrites et lrsquoazote ammoniacal (Eacutequations 18 et 19)

Eacutequation 1-8

Eacutequation 1-9

1322 Sceacutenario 2 (Eacutelectrocoagulation suivie de biofiltration)

Hypothegravese 4 Placer le proceacutedeacute drsquoEC en amont de la BF permettrait de reacuteduire

significativement les matiegraveres en suspension et autres reacutesidus solides Ceci peut avoir un impact

positif sur la BF en limitant les problegravemes de colmatage La reacuteduction de la teneur en meacutetaux

lourds via lrsquoEC permettra drsquoalimenter le biofiltre avec un effluent moins toxique ce qui

permettrait drsquoallonger la dureacutee de fonctionnement normal du biofiltre

Hypothegravese 5 Eacutetant donneacute que lrsquoEC est tregraves efficace en termes drsquoeacutelimination du phosphore une

carence de ce dernier pourrait ecirctre noteacutee dans les effluents drsquoEC Ceci pourrait avoir un impact

neacutegatif sur les performances eacutepuratoires du biofiltre qui sera alimenteacute avec une eau carenceacutee en

phosphore Il serait pertinent drsquoajuster les conditions opeacuteratoires de traitement par EC (ex

ajustement de la densiteacute de courant et du temps drsquoeacutelectrolyse) pour maintenir un reacutesiduel de

phosphore et eacuteviter une carence en phosphore lors du traitement subseacutequent par biofiltration (BF)

biologique

37

Hypothegravese 6 Certains types de lixiviats peuvent contenir des teneurs eacuteleveacutees en TAC (Titre

Alcalimeacutetrie Total) Cette alcaliniteacute peut avoir une influence neacutegative dans le cas du sceacutenario 2

En fait les ions bicarbonates preacutesents dans le lixiviat brut peuvent reacuteagir avec les ions

hydroxydes formeacutes agrave la cathode selon la reacuteaction suivante (Eacutequation 110)

Eacutequation 1-10

Cette reacuteaction peut entrer en compeacutetition avec la reacuteaction de formation des hydroxydes

meacutetalliques responsables de lrsquoeacutepuration Ceci retarderait ainsi la formation des hydroxydes

meacutetalliques rechercheacutes Un autre inconveacutenient lieacute agrave cette reacuteaction sera lrsquoaccumulation des ions

carbonates (CO32-

) Les ions carbonates formeacutes peuvent preacutecipiter avec certains cations comme

le calcium et le magneacutesium et causer lrsquoencrassement des eacutelectrodes (Mollah et al 2004)

Hypothegravese 7 On note geacuteneacuteralement une augmentation du pH apregraves un traitement drsquoEC Cette

hausse est principalement lieacutee agrave lrsquoaccumulation des ions hydroxydes formeacutes agrave la cathode Une

augmentation du pH en sortie drsquoEC peut avoir un effet neacutefaste sur le proceacutedeacute de biofiltration car

il existe un intervalle de pH pour lequel lrsquoactiviteacute des microorganismes est optimale (Villaverde

et al 1997) Il serait neacutecessaire de maicirctriser le pH en sortie drsquoEC dans le sceacutenario 2

39

133 Objectifs

Lrsquoobjectif geacuteneacuteral de ce projet consiste agrave deacutevelopper un systegraveme de traitement des lixiviats en

combinant un proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation (EC) et de biofiltration (BF) et drsquooptimiser son mode

de fonctionnement pour le traitement de lixiviat issu de lieu drsquoenfouissement sanitaire (LES) en

utilisant lrsquoEC en aval comme traitement de polissage ou en amont comme preacutetraitement au

proceacutedeacute de BF Ces travaux devraient permettre de reacutepondre aux incertitudes technologiques

souleveacutees par ce couplage Les objectifs speacutecifiques de ces travaux sont les suivants

1) Caracteacuteriser les performances des proceacutedeacutes de BF et drsquoEC afin de deacuteterminer les forces et

faiblesses de chaque technologie utiliseacutee seule pour le traitement des lixiviats de LES

2) Eacutetudier les incertitudes technologiques lieacutees au couplage des deux technologies en

expeacuterimentant les deux sceacutenarios (Sceacutenario 1 = BF EC et Sceacutenario 2 = EC BF)

Parmi les incertitudes technologiques on peut citer lrsquoimpact de lrsquoalcaliniteacute sur lrsquoEC le

risque de la reacuteduction eacutelectrochimique des nitrates en ammonium pendant lrsquoEC du lixiviat

bio-filtreacute les impacts de la carence en phosphore de la preacutesence de meacutetaux reacutesiduels ou de

lrsquoaugmentation du pH sur le traitement biologique etc

3) Accroitre la capaciteacute drsquoeacutelimination des polluants de type organique (DCO substances

humiques etc) inorganique (polluants azoteacutes et phosphoreacutes meacutetaux toxiques etc) et

microbiens (coliformes feacutecaux et autres germes pathogegravenes) en optimisant les paramegravetres

opeacuteratoires de la BF (charges organiques et hydrauliques teneurs en alcaliniteacute et en

phosphore etc) et de lrsquoEC (densiteacute de courant temps de traitement types drsquoeacutelectrodes

etc)

40

4) Reacutealiser le fractionnement de la matiegravere organique dissoute (acides humiques acides

fulviques et composeacutes hydrophiles) afin drsquoidentifier les fractions organiques

preacutefeacuterentiellement eacutelimineacutees par chacun des deux proceacutedeacutes

5) Reacutealiser une eacutetude technico-eacuteconomique du proceacutedeacute en consideacuterant les coucircts drsquoexploitation

de la filiegravere de traitement

41

134 Originaliteacute

Bien que les proceacutedeacutes drsquoeacutelectrocoagulation et de biofiltration aient eacuteteacute bien documenteacutes dans la

litteacuterature lrsquoeacutetude de leur combinaison dans une mecircme filiegravere de traitement reste agrave deacutevelopper

Aux meilleures de nos connaissances aucune eacutetude de ce couplage nrsquoa eacuteteacute reacutealiseacutee en vue de

traiter des lixiviats des lieux drsquoenfouissement sanitaires Les rares eacutetudes existantes srsquointeacuteressent

principalement agrave lrsquoeacutelectrocoagulation de lixiviat issus drsquoune filiegravere biologique (Norma et al

2012a Top et al 2011) Toutefois les incertitudes lieacutees agrave ce couplage ainsi que les interactions

entre les deux systegravemes nrsquoont pas eacuteteacute eacutelucideacutees Lrsquooriginaliteacute de notre eacutetude consiste agrave soulever

les incertitudes technologiques lieacutees au coulage de ces proceacutedeacutes et de proposer des solutions

techniques adapteacutees qui permettront de traiter les lixiviats conformeacutement agrave la leacutegislation

queacutebeacutecoise Pour ce faire nous expeacuterimenterons diffeacuterentes configurations (Sceacutenario 1 BF

suivie drsquoEC et sceacutenario 2 EC suivie de BF) et eacutetudierons en deacutetail les interactions entre les deux

proceacutedeacutes selon leurs positions dans la filiegravere de traitement

Vue la complexiteacute et la diversiteacute des lixiviats il est difficile de traiter tous ces effluents avec un

seul proceacutedeacute drsquoeacutepuration Geacuteneacuteralement chaque type de lixiviat est traiteacute par un proceacutedeacute

speacutecifique Par exemple pour les lixiviats jeunes les proceacutedeacutes biologiques sont souvent utiliseacutes

tandis que les proceacutedeacutes drsquooxydation avanceacutee ou physico-chimiques sont employeacutes (seuls ou en

combinaison avec drsquoautres proceacutedeacutes biologiques) pour lrsquoeacutepuration des lixiviats matures Par

association drsquoun proceacutedeacute biologique et eacutelectrochimique notre approche preacutesente lrsquoavantage de

pouvoir traiter diffeacuterents types de lixiviats jeunes intermeacutediaires et matures

43

14 Deacutemarche meacutethodologique

141 Caracteacuterisation du lixiviat brut

La premiegravere partie des travaux consistera en la caracteacuterisation physicochimique des lixiviats afin

drsquoidentifier de faccedilon preacutecise les diffeacuterents contaminants (organiques inorganiques et microbiens)

et eacutevaluer leur teneur initiale Ce travail de caracteacuterisation permettra de classer le lixiviat selon

son acircge (jeune intermeacutediaire ou mature) La connaissance de la teneur initiale de certains

paramegravetres comme le NH4 le PO4 la DBO5 et les MES permettra de deacutefinir les charges

hydrauliques et organiques agrave appliquer dans la colonne de BF pour un fonctionnement optimal

142 Eacutetude du sceacutenario 1 BF suivie drsquoEC

Lrsquoobjectif de cette partie du projet vise agrave eacutetudier les performances du proceacutedeacute de la BF pour le

traitement du lixiviat brut ainsi que les performances de lrsquoEC pour le traitement du lixiviat bio-

filtreacute La figure 13 reacutesume les diffeacuterentes activiteacutes en lien avec agrave lrsquoeacutetude du sceacutenario 1 Les

travaux relatifs agrave cette partie seront reacutealiseacutes avec des uniteacutes de BF et drsquoEC de types laboratoires

A la fin de la peacuteriode drsquoacclimatation avec le lixiviat brut la colonne de BF sera alimenteacutee en

lixiviat avec des faibles charges organiques afin de promouvoir une bonne deacutegradation de la

matiegravere organique ainsi qursquoune nitrification totale

Les performances de la BF seront eacutevalueacutees en effectuant un suivi reacutegulier des polluants en entreacutee

et sortie de la colonne Les paramegravetres suivis sur une base reacuteguliegravere (2 fois par semaine) sont la

DCO le NH4 le PO4 la turbiditeacute et le pH Toutefois drsquoautres paramegravetres tels que la DBO5 la

couleur lrsquoalcaliniteacute les meacutetaux lourds les coliformes totaux et les nitrates seront mesureacutees agrave des

intervalles de temps plus eacutelargies

44

Une fois la colonne de biofiltration stabiliseacutee (fonctionnement optimal) le lixiviat bio-filtreacute sera

utiliseacute pour reacutealiser les expeacuteriences drsquoEC Pendant ces expeacuteriences les effets des diffeacuterents

paramegravetres influents sur les performances de lrsquoEC seront investigueacutes Parmi les paramegravetres

influents on peut citer la densiteacute de courant (3 agrave 15 mAcm2) le temps de traitement (5 agrave 30

minutes) lrsquoalcaliniteacute et le type drsquoanode (magneacutesium aluminium et fer) Les performances du

proceacutedeacute drsquoEC seront eacutevalueacutees en suivant diffeacuterents indicateurs avant et apregraves traitement Les

paramegravetres suivis seront le pH final la DCO le NH4 le PO4 la couleur et la quantiteacute de reacutesidus

meacutetalliques produite

Il est eacutegalement preacutevu lors de lrsquoeacutetude du sceacutenario 1 de reacutealiser le fractionnement la matiegravere

organique dissoute afin drsquoidentifier les performances de la BF et de lrsquoEC sur chaque fraction

organique La matiegravere organique sera fractionneacutee en 3 groupes (acides humiques acides

fulviques et composeacutes hydrophiles) en proceacutedant par diffeacuterentes eacutetapes de preacutecipitation

drsquoadsorption et de deacutesorption Les expeacuteriences de fractionnement du lixiviat se feront avant et

apregraves traitement agrave chaque eacutetape de traitement

Le pheacutenomegravene de la reacuteduction eacutelectrochimique des nitrates en ammonium sera eacutegalement

investigueacute pendant cette eacutetude Vu qursquoil srsquoagit drsquoune reacuteaction de reacuteduction diffeacuterentes cathodes

seront expeacuterimenteacutees afin drsquoidentifier sur quelle(s) cathode(s) la production drsquoazote ammoniacal

sera la moindre Les cathodes qui seront eacutetudieacutees sont le fer lrsquoaluminium lrsquoacier inoxydable le

cuivre et le titane platineacute Lrsquousage de la technique voltampeacuteromeacutetrique permettra drsquoobserver dans

un premier temps le comportement de chaque cathode vis-agrave-vis de la reacuteaction de la reacuteduction des

nitrates Par la suite les diffeacuterentes cathodes seront expeacuterimenteacutees dans une cellule drsquoEC avec

une solution syntheacutetique contenant uniquement des nitrates (solution de nitrate de sodium) puis

avec le lixiviat issus du traitement de biofiltration Il est aussi envisageacute drsquoeacutetudier lrsquoinfluence de la

45

surface cathodique sur la formation du NH4 en expeacuterimentant diffeacuterentes valeurs de surface agrave la

cathode lors de lrsquoEC

Figure 1-3 Deacutemarche expeacuterimentale des travaux du sceacutenario 1

143 Eacutetude du sceacutenario 2 EC suivie de la BF

Certains polluants tels que les meacutetaux lourds les matiegraveres en suspension (MES) et autres

polluants toxiques retrouveacutes dans les lixiviats peuvent empecirccher le bon fonctionnement du

proceacutedeacute biologique Cette partie du projet (Sceacutenario 2) vise agrave appliquer le proceacutedeacute

drsquoeacutelectrocoagulation comme technique de traitement primaire des lixiviats suivi du proceacutedeacute de

bull Utilisation du lixiviat brut comme inoculum

bull Suivi de la teneur en NH4 en sortie pendant la peacuteriode drsquoacclimatation

Eacutetape 1 Acclimatation du biofiltre

bull Faible charge organique 005 kg N-NH4m2j

bull Paramegravetres suivis DCO DBO NH4 PO4 turbiditeacute alcaliniteacute couleur pH et meacutetaux

Eacutetape 2 Biofiltration du lixiviat brut

bull Eacutetudes des paramegravetres influents densiteacute de courant temps de traitement alcaliniteacute et type drsquoanode (Mg Al et Fe)

bull Paramegravetres suivis DCO NH4 pH couleur Reacutesidus meacutetalliques et meacutetaux

Eacutetape 3 Eacutelectrocoagulation du

lixiviat bio-filtreacute

bull Caracteacuterisation de la teneur en acides humiques acides fulviques et composeacutes hydrophiles avant et apregraves chaque eacutetape de BF et drsquoEC

Eacutetape 4 Fractionnement de la matiegravere organique

dissoute

bull Cathodes expeacuterimenteacutees Al Fe Inox Cu et TiPt

bull Eacutetude voltampeacuteromeacutetrique

bull EC avec une solution syntheacutetique de NaNO3

bull EC du lixiviat bio-filtreacute

bull Influence de la surface cathodique sur la production de NH4

Eacutetape 5 Eacutetude de la reacuteduction eacutelectrochimique

des nitrates

46

biofiltration comme traitement secondaire Pour cette partie du projet il est preacutevu drsquoexpeacuterimenter

un lixiviat de nature diffeacuterente de celle utiliseacutee lors de lrsquoeacutetude du sceacutenario 1

La premiegravere phase de cette eacutetude consistera agrave eacutevaluer les performances de la cellule drsquoEC pour

le traitement du lixiviat brut Pour ce faire nous eacutetudierons lrsquoinfluence de la densiteacute de courant et

du temps de traitement sur les performances de lrsquoEC Le mateacuteriel anodique qui a donneacute les

meilleures performances lors du sceacutenario 1 sera utiliseacute pour lrsquoeacutetude du sceacutenario 2 Avant et apregraves

chaque expeacuterience des analyses physico-chimiques seront reacutealiseacutees sur les lixiviats bruts et le

surnageant des lixiviats eacutelectro-coaguleacutes afin de juger de lrsquoefficaciteacute du traitement Les

paramegravetres agrave analyser seront le pH final et initial la DCO la DBO5 le NH4 le PO4 la couleur

les meacutetaux et la quantiteacute des reacutesidus meacutetalliques formeacutes Une fois les paramegravetres optimaux

identifieacutes (intensiteacute de courant et temps de traitement) nous utiliserons le surnageant issu du

traitement drsquoEC pour alimenter la colonne de biofiltration Les charges organiques et

hydrauliques agrave appliquer dans le biofiltre respecteront les valeurs preacutesenteacutees dans le tableau 14

Comme lors de lrsquoeacutetude du sceacutenario 1 un suivi reacutegulier des performances du biofiltre (2 fois par

semaine) sera meneacute Les indicateurs agrave mesurer en entreacutee et sortie de colonne seront le pH la

DCO le NH4 le PO4 la couleur et les meacutetaux Il est agrave noter que le fait de placer la filiegravere drsquoEC

en amont peut avoir une influence significative sur le traitement biologique Il est suspecteacute

drsquoobserver apregraves EC du lixiviat brut une augmentation du pH et une baisse de lrsquoalcaliniteacute du

phosphore et de la matiegravere organique biodeacutegradable (DBO) Ces pheacutenomegravenes peuvent amener agrave

reacuteeacutequilibrer le lixiviat eacutelectro-coaguleacute (ajustement du pH apport en phosphore en alcaliniteacute ou

en matiegravere organique) pour maintenir un bon fonctionnement du systegraveme biologique Toutefois

la colonne sera alimenteacutee dans un premier temps avec le lixiviat eacutelectro-coaguleacute tel qursquoil sera

avant drsquoentreprendre toute action drsquoeacutequilibrage de la nature du lixiviat

47

Des expeacuteriences de fractionnement de la matiegravere organique seront aussi reacutealiseacutees sur le lixiviat

brut le lixiviat eacutelectro-coaguleacute et le lixiviat bio-filtreacute

144 Eacutetude technico-eacuteconomique

Une analyse technico-eacuteconomique sommaire sera effectueacutee au terme des essais meneacutes au

laboratoire afin drsquoidentifier la (les) filiegravere(s) de traitement (BFEC ou ECBF) la (les) plus

performante(s) drsquoun point de vue eacuteconomique et technique Il convient de noter qursquoune analyse

technico-eacuteconomique complegravete doit tenir en compte les coucircts drsquoinvestissement en capital

(CAPEX = Capital Expenditure) et les frais drsquoexploitation (OPEX = Operating Expenditure) Le

CAPEX regroupe les coucircts lieacutes agrave lrsquoacquisition et agrave lrsquoinstallation des eacutequipements et des ouvrages

de geacutenie civil ainsi que la mise en service du proceacutedeacute Concernant lrsquoOPEX il englobe les

deacutepenses reacutecurrentes lieacutees au fonctionnement du proceacutedeacute agrave savoir les coucircts de matiegraveres

premiegraveres de lrsquoeacutenergie de la gestion des sous-produits de la main drsquoœuvre etc Une telle eacutetude

est neacutecessaire avant toute mise en eacutechelle drsquoun proceacutedeacute de traitement Cependant dans le cas

preacutesent lrsquoeacutetude technico-eacuteconomique sera limiteacutee aux frais drsquoexploitation du proceacutedeacute Ces coucircts

prendront en consideacuteration les coucircts de pompage et drsquoaeacuteration pour le biofiltre les coucircts de

consommation eacutenergeacutetique pour la dissolution anodique les coucircts de renouvellement des anodes

et du meacutedia filtrant ainsi que les coucircts de traitement des reacutesidus meacutetalliques (boues) formeacutes apregraves

EC Lrsquoeacutetude permettra ainsi drsquoestimer sur la base des reacutesultats de laboratoire les paramegravetres qui

ont plus drsquoinfluence sur le coucirct drsquoexploitation du proceacutedeacute

49

15 Mateacuteriel et meacutethodes

Pour la reacutealisation des expeacuteriences nous avons eu recours agrave des uniteacutes de biofiltration et

drsquoeacutelectrocoagulation de types laboratoire fournies par les partenaires industriels du projet

Cependant face agrave des besoins speacutecifiques rencontreacutes au cours du projet de recherche nous avons

eacutegalement eu agrave confectionner drsquoautres reacuteacteurs de type laboratoire La colonne de biofiltration a

eacuteteacute fournie par le CRIQ et la version industrielle est commercialiseacutee sous le nom de BIOSORMD

La cellule drsquoeacutelectrocoagulation est conccedilue par la compagnie E2metrix le modegravele industriel de

cette uniteacute est commercialiseacute sous le nom drsquoECOTHOR Dans ce chapitre nous preacutesenterons la

description technique des uniteacutes utiliseacutees ainsi que les meacutethodes analytiques utiliseacutees pour

caracteacuteriser les lixiviats et pour suivre les performances eacutepuratoires des deux systegravemes

151 Dispositifs expeacuterimentaux

1511 La colonne de biofiltration pour lrsquoeacutetude du sceacutenario 1

La colonne est constitueacutee en PVC translucide de 2 m de hauteur et 20 cm de diamegravetre Le

garnissage de la colonne est composeacute principalement de la tourbe et des copeaux de bois Ces

deux composants sont disposeacutes sur 4 couches (Figure 14) Une premiegravere couche supeacuterieure

grossiegravere composeacutee uniquement de copeaux qui a pour rocircle de faciliter le passage du liquide et

limiter le colmatage La 2egraveme

et 4egraveme

couche de composition similaire (75 de copeaux de bois

20 de tourbe et 5 de calcite) (pourcentage volumique) ont des eacutepaisseurs respectives de 30 et

90 cm La calcite (CaCO3) rajouteacutee dans ces couches permet agrave la fois de stabiliser le pH de

lrsquoeffluent gracircce au pouvoir tampon des carbonates et drsquooptimiser la nitrification avec la

disponibiliteacute drsquoune source de carbone mineacuteral pour les bacteacuteries autotrophes responsables de la

50

nitrification Entre la 2egraveme

et la 4egraveme

couche est placeacutee une autre couche de 30 cm de copeaux de

bois pour faciliter la percolation du liquide dans le milieu filtrant

Figure 1-4 Composition du garnissage de la colonne de biofiltration

La figure 15 scheacutematise les eacuteleacutements peacuteripheacuteriques associeacutes agrave lrsquoinstallation de la colonne (voir

figure 16 pour la photographie de lrsquoinstallation) Une pompe peacuteristaltique (Masterflex Console

Drive Cole-Parmer Instrument Co Canada) relieacutee agrave une minuterie (Omron H5CX OMRON

Japan) permet drsquoacheminer lrsquoaffluent brut en tecircte de colonne par pulsation agrave un deacutebit choisi selon

les caracteacuteristiques du lixiviat agrave traiter De lrsquoair comprimeacute est utiliseacute pour lrsquoaeacuteration de la

colonne Lrsquoinjection drsquoair se fait de faccedilon ascendante par le bas de la colonne (pleacutenum) Lrsquoair et

le lixiviat agrave traiter sont en contre-courant Le deacutebit drsquoair est drsquoabord mesureacute par un deacutebitmegravetre agrave

51

flotteur (Cole-Parmer Valved Acrylic Flowmeter 0 - 20 LPM) ensuite humidifieacute par barbotage

dans un ballon drsquoeau avant drsquoecirctre injecteacute dans la colonne Cette eacutetape drsquohumidification de lrsquoair

permet de ne pas asseacutecher la colonne en y injectant de lrsquoair tregraves sec La quantiteacute drsquoair est

maintenue agrave un deacutebit de 5 Lmin ce qui correspondant agrave une vitesse superficielle en fut vide

autour de 10 mh Afin de limiter la biodeacutegradation de lrsquoaffluent brut au cours du temps le bac

drsquoalimentation (contenant de 20 L) est placeacute dans une chambre froide agrave une tempeacuterature oscillant

aux alentours de 5 agrave 7degC Un col de cygne a eacuteteacute installeacute en bas de la colonne ce qui permettra

drsquoestimer la perte de charge dans la colonne en veillant sur le niveau drsquoeau du col de cygne La

colonne est recouverte drsquoun tissu noir et sombre dans le but de limiter la prolifeacuteration des

microorganismes photosyntheacutetiques et aussi de se rapprocher des conditions reacuteelles de

fonctionnement du BIOSOR qui est installeacute sous terre lors des installations agrave grande eacutechelle

Figure 1-5 Structure scheacutematique de lrsquoinstallation de la colonne de biofiltration

52

Figure 1-6 Photographie du dispositif de biofiltration


Afin de minimiser les besoins en lixiviat eacutelectro-coaguleacute une version de la colonne de BF plus

petite que celle utiliseacutee lors du sceacutenario 1 a eacuteteacute construite pour lrsquoeacutetude du sceacutenario 2 Cette

colonne drsquoune hauteur de 50 cm et drsquoun diamegravetre de 76 avait un garnissage similaire que la

colonne preacutesenteacutee preacuteceacutedemment Cependant les hauteurs des diffeacuterentes couches de garnissage

ont eacuteteacute adapteacutees agrave la taille de cette colonne De ce fait on retrouve les hauteurs de garnissage

suivantes (du haut vers le bas) 312 cm (copeaux de bois) 937 cm (75 copeaux de bois + 20

53

de tourbe et 5 de calcite) 937 cm (copeaux de bois) et 2812 cm (75 copeaux de bois + 20

de tourbe et 5 de calcite) Pour avoir une vitesse superficielle de 533 mh le deacutebit drsquoair eacutetait

fixeacute agrave 04 Lmin

1513 La cellule drsquoeacutelectrocoagulation pour lrsquoeacutetude des sceacutenarios 1 et 2

Le reacuteacteur drsquoEC agrave une capaciteacute de traitement de 15 L par batch et est composeacute de 4 eacuteleacutements

principaux la cathode lrsquoanode la boucle de recirculation et le geacuteneacuterateur de courant (Figure 17

et figure 18) La cathode de forme cylindrique creuse (longueur = 72 cm et diamegravetre exteacuterieur =

5 cm) est faite en acier inoxydable Lrsquoanode est constitueacutee drsquoune tige cylindrique pleine drsquoune

longueur de 88 cm et drsquoun diamegravetre 19 cm Nous disposons trois types de mateacuteriaux pour

lrsquoanode aluminium fer et alliage de magneacutesium La tige anodique est placeacutee agrave lrsquointeacuterieur du

cylindre creux (cathode) de faccedilon coaxiale par lrsquointermeacutediaire drsquoune jonction agrave filetage La

surface anodique en contact avec le liquide agrave traiter est 476 cm2 Le systegraveme dispose eacutegalement

une boucle de recirculation avec une pompe (Iwaki Magnet Pump MD 10L IWAKI CO LTD

Japan) et une vanne manuelle de reacutegulation du taux de recirculation La recirculation du liquide

permet de maintenir un milieu homogegravene dans le module de traitement Une ouverture conique

permet le remplissage du systegraveme par le haut tandis qursquoune vanne manuelle situeacutee dans la partie

basse permet agrave la fois de vidanger le systegraveme apregraves lrsquoopeacuteration et de reacutealiser des preacutelegravevements

drsquoeacutechantillons au cours du traitement Un geacuteneacuterateur de courant continu XFR 40 V -70 A

(Xantrex Technology Burnaby Colombie-Britannique Canada) assure la circulation eacutelectrique

dans le systegraveme par des branchements eacutelectriques sur la surface exteacuterieure de la cathode et

lrsquoextreacutemiteacute supeacuterieure de lrsquoanode Le dispositif est nettoyeacute 3 fois avec lrsquoeau du robinet apregraves

chaque expeacuterience drsquoEC Un nettoyage plus rigoureux avec de lrsquoacide chlorhydrique (30) a eu

lieu apregraves chaque seacuterie de 5 expeacuteriences Ce nettoyage permet de dissoudre gracircce agrave lrsquoaciditeacute les

54

reacutesidus meacutetalliques logeacutes dans le systegraveme Les anodes eacutetaient polies meacutecaniquement avec du

papier abrasif avant chaque expeacuterience drsquoEC A la fin de chaque expeacuterience le lixiviat est

deacutecanteacute de faccedilon naturelle pendant au moins 1h avant de preacutelever le surnageant pour 1) analyse

dans le cas du sceacutenario 1 ou 2) pour alimenter le biofiltre dans le cas du sceacutenario 2

Figure 1-7 Repreacutesentation scheacutematique du reacuteacteur drsquoeacutelectrocoagulation

55

Figure 1-8 Photographie du dispositif drsquoeacutelectrocoagulation

1514 La cellule drsquoeacutelectrocoagulation pour lrsquoeacutetude de la reacuteduction des nitrates

Pour lrsquoeacutetude de la reacuteduction eacutelectrochimique des nitrates un autre reacuteacteur a eacuteteacute conccedilu afin de

pouvoir expeacuterimenter diffeacuterents type de cathode Le reacuteacteur avait une capaciteacute de traitement de

1 L et la distance entre les eacutelectrodes est de 1 cm (Figure 19) Les eacutelectrodes eacutetaient sous forme

rectangulaire avec 11 cm longueur et 10 cm de largeur Avant chaque expeacuterience les eacutelectrodes

eacutetaient meacutecaniquement polies avec du papier abrasif et ensuite trempeacutees pendant 30 minutes

dans une solution drsquoacide sulfurique agrave 5 avant drsquoecirctre rinceacutees abondamment avec de lrsquoeau

distilleacutee Un geacuteneacuterateur de courant (Xantrex XFR40-70 (Aca Tmetrix Mississauga ON

Canada)) eacutetait utiliseacute pour fixer lrsquointensiteacute deacutesireacutee entre les eacutelectrodes Apregraves 30 minutes de

56

traitement la suspension est deacutecanteacutee de faccedilon naturelle avant de preacutelever le surnageant pour

analyses Les eacutechantillons preacuteleveacutes sont acidifieacutes agrave un pH lt 2 afin de limiter le stripage du NH3

Figure 1-9 Reacuteacteur deacutelectrocoagulation pour leacutetude de la reacuteduction eacutelectrochimique

des nitrates

1515 Le dispositif de voltampeacuterommeacutetrie

La voltampeacuteromeacutetrie lineacuteaire (VL) eacutetait effectueacutee dans une cellule agrave compartiment unique

constitueacutee de trois eacutelectrodes lrsquoeacutelectrode de travail (ET) la contre-eacutelectrode (feuille de platine

de 1cm2) et lrsquoeacutelectrode de reacutefeacuterence (AgAgCl avec du KCl satureacute) (Figure 110) Les embouts

utiliseacutes comme ET (Fe Inox Cu et Pt) proviennent du fournisseur Radiometer Analytical

Villeurbane France Excepteacute lrsquoAl qui avait une surface de 0785 cm2 le reste des ETs avait une

1 Reacuteacteur

2 Eacutelectrodes

3 Geacuteneacuterateur de courant

4 Bac de recirculation

5 Boucle de recirculation

6 Pompe de recirculation

57

surface active de 0196 cm2 Avant chaque essai les ETs eacutetaient vigoureusement nettoyeacutes suivant

le protocole suivant polissage meacutecanique avec du papier fin BUEHLER MICROCLOTH PSA

rinccedilage avec de lrsquoeau distilleacutee immersion pendant 10 secondes dans de lrsquoacide sulfurique

concentreacute deuxiegraveme rinccedilage avec de lrsquoeau distilleacutee deuxiegraveme polissage meacutecanique et rinccedilage

final avec de lrsquoeau distilleacutee Afin drsquoeacuteviter toute interfeacuterence entre la reacuteduction de lrsquooxygegravene

dissous et celle des nitrates lrsquoO2 dissous de la solution de travail (50 mL) est strippeacute en faisant

barbotant de lrsquoazote gazeux (Nitrogen Zero 02 grade Linde Canada) dans la solution pendant

au moins 10 minutes Du perchlorate de sodium (NaClO4 05 M) est utiliseacute comme support

eacutelectrolytique Le choix de ce composeacute est justifieacute par le fait qursquoil ne sera pas reacuteduit dans la

reacutegion eacutelectrochimique expeacuterimenteacutee Du nitrate de sodium (NaNO3 01M) ou du nitrite de

sodium (NaNO2 01M) ont eacuteteacute rajouteacutes dans la solution afin drsquoeacutetudier le comportement

eacutelectrochimique des diffeacuterentes cathodes Un potentiostatgalvanostat (PGZ402 system

Radiometer analytical) piloteacute par le logiciel VoltaMaster 4 (Version 78263383 Radiometer

analytical) a eacuteteacute utiliseacute pour reacutealiser les essais de VL Ces derniers ont eacuteteacute effectueacutes avec une

vitesse de balayage de 50 mVs

58

Figure 1-10 Dispositif expeacuterimental pour les eacutetudes voltampeacuteromeacutetriques

152 Les sites drsquoenfouissements et les lixiviats bruts

Lors de cette eacutetude deux lixiviats ont eacuteteacute expeacuterimenteacutes Le lixiviat utiliseacute dans lrsquoeacutetude du

sceacutenario1 est issu du LES 1 tandis que celui utiliseacute dans le sceacutenario 2 provient du LES 2

1521 LES 1

Ce lieu drsquoenfouissement sanitaire est exploiteacute par la compagnie GESTERRA un des partenaires

du projet La surface du LES est de 44 ha et sa capaciteacute drsquoenfouissement est de 65 000 tonnesan

Les lixiviats collecteacutes 100 m3j sur une moyenne annuelle sont entreposeacutes dans 3 bassins de

stockage drsquoune capaciteacute individuelle de 2750 m3 Ces bassins interconnecteacutes par des

canalisations gardent le mecircme niveau Il est important de noter que ces reacuteservoirs sont agrave ciel

59

ouvert De ce fait des pheacutenomegravenes de dilution par les pluies peuvent avoir lieu surtout en

peacuteriode estivale Le site ne dispose pas de filiegravere de traitement in situ les lixiviats sont collecteacutes

par camions citerne et achemineacutes vers la station drsquoeacutepuration de la ville de Victoriaville

Lrsquoeacutechantillonnage srsquoest fait au point de preacutelegravevement du camion-citerne ougrave convergent les

effluents des trois bassins La freacutequence moyenne des preacutelegravevements est de 3 semaines Cette

freacutequence drsquoeacutechantillonnage rapprocheacutee nous permet aussi de suivre les modifications de la

nature des lixiviats au cours des saisons Afin de limiter le processus de biodeacutegradation les

lixiviats preacuteleveacutes sont stockeacutes dans une chambre froide agrave 4degC en attendant drsquoecirctre utiliseacutes pour les

expeacuteriences

1522 LES 2

Ce LES est opeacutereacute depuis lrsquoan 2000 et reccediloit environ 25000 tonnes de deacutechets par an Ces

deacutechets enfouis sont majoritairement constitueacutes de deacutechets meacutenagers Le site dispose drsquoune

filiegravere complegravete de traitement des lixiviats constitueacutee de bassins drsquoaeacuteration et de deacutecantation des

reacuteacteurs composite agrave tourbe et des lits de tourbe Notre eacutechantillonnage srsquoest fait au niveau du

bassin de reacutetention des lixiviats bruts situeacute en amont de la filiegravere de traitement La freacutequence des

eacutechantillonnages eacutetait de un mois et les lixiviats preacuteleveacutes eacutetaient conserveacutes dans des contenants

de 20 L dans une chambre froide agrave 4degC avant leur utilisation

153 Les meacutethodes analytiques

1531 pH conductiviteacute turbiditeacute couleur et SUVA254nm

Le pH est mesureacute par un pH-megravetre (Accumet excel XL25 - pHmVTempIon meter Fisher

Scientific Co) eacutequipeacute drsquoune eacutelectrode Cole-Palmer agrave double jonction (reacutefeacuterence AgAgCl) La

conductiviteacute est mesureacutee par un conductimegravetre (OAKTON Modegravele 510) Ces appareils sont

60

eacutetalonneacutes avec des solutions drsquoeacutetalonnage approprieacutees avant chaque utilisation quotidienne Un

turbidimegravetre (2100N Laboratory Turbidimeter EPA 115 Vac HACH) servira agrave deacuteterminer la

turbiditeacute en NTU (Uniteacute de Turbiditeacute Neacutepheacutelomeacutetrique) apregraves un calibrage avec des standards de

formazine La couleur des eacutechantillons est estimeacutee par spectrophotomeacutetrie UV-Visible avec la

meacutethode au platine-cobalt (MA 103 ndash Col 20) (Centre dexpertise en analyse environnemental

du Queacutebec 2008) Par cette meacutethode on mesure la couleur vraie de lrsquoeacutechantillon crsquoest-agrave-dire la

couleur due aux substances dissoutes Ce qui neacutecessite une eacutetape intermeacutediaire de filtration ou de

centrifugation pour enlever la turbiditeacute et les matiegraveres en suspension Par la suite on deacutetermine

lrsquoabsorbance de lrsquoeacutechantillon preacutetraiteacute agrave 400 mn gracircce agrave un spectrophotomegravetre UV-Visible (Carry

50 MPR Microplate Reader Varian) La valeur de lrsquoabsorbance de lrsquoeacutechantillon est compareacutee

aux valeurs des standards constitueacutes de chloroplatinate de potassium et de chlorure de cobalt via

une courbe drsquoeacutetalonnage Le reacutesultat est exprimeacute en UCV (Uniteacute de Couleur Vraie) Le

SUVA254nm (Specific UtraViolet Absorption) est une mesure de lrsquoabsorbance agrave 254 nm qui

renseigne sur lrsquoaromaticiteacute de lrsquoeacutechantillon (Weishaar et al 2003) Lrsquoabsorbance agrave 254 nm est

un indice caracteacuteristique des substances posseacutedant une ou plusieurs doubles liaisons Vu la forte

absorbance des substances aromatiques (Ex substances humiques) agrave 254 nm la valeur du

SUVA254nm sera directement proportionnelle agrave la teneur des substances aromatiques de notre

eacutechantillon Pour eacuteviter toute interfeacuterence avec la turbiditeacute lrsquoeacutechantillon est filtreacute agrave 045 microm par

des filtres (MF-Millipore Membrane Filter mixed cellulose esters Hydrophilic 045 microm

25 mm)

61

1532 Demande chimique en oxygegravene (DCO) et Demande biologique en oxygegravene

(DBO5)

La DCO est estimeacutee avec la meacutethode du reflux en systegraveme fermeacute (Centre dexpertise en analyse

environnemental du Queacutebec 2014b) Le principe consiste agrave oxyder par du dichromate de

potassium la matiegravere organique en milieu fortement acide et agrave une tempeacuterature de 150degC

pendant 120 minutes La matiegravere oxydable reacuteagie avec le bichromate de potassium et induit agrave un

changement de couleur proportionnel agrave la quantiteacute de matiegravere organique preacutesente dans

lrsquoeacutechantillon La lecture de lrsquoabsorbance agrave 600 nm des eacutechantillons oxydeacutes permet de correacuteler la

deacutecoloration avec la teneur en matiegravere organique agrave lrsquoaide de courbe drsquoeacutetalonnage sous la forme

Abs = f(DCO) La DCO est exprimeacute en mg drsquoO2L Les eacutechantillons soumis agrave lrsquoanalyse de la

DCO sont acidifieacutes par de lrsquoacide sulfurique concentreacute (pH lt 2) degraves leur preacutelegravevement et

conserveacute agrave une tempeacuterature infeacuterieure agrave 4degC en attendant de reacutealiser les analyses Il est agrave noter

qursquoaucun traitement preacutealable nrsquoest effectueacute sur les eacutechantillons destineacutes agrave lrsquoanalyse de la DCO

La DCO mesureacutee dans ce projet srsquoagit de la DCO total (DCOt)

La mesure de la DBO5 est sous-traiteacutee agrave un laboratoire externe accreacutediteacute (AGAT Laboratoires

Queacutebec Canada) Les eacutechantillons destineacutes agrave la mesure de la DBO sont stockeacutes agrave une

tempeacuterature de -15degC sans aucun agent de conservation le temps de les acheminer pour analyse

La DBO5 est analyseacutee par la meacutethode eacutelectromeacutetrique (Centre dexpertise en analyse

environnemental du Queacutebec 2014a) Le principe de la meacutethode consiste agrave quantifier la

consommation drsquooxygegravene neacutecessaire agrave lrsquooxydation de la matiegravere organique et inorganique

(sulfures ions ferreux composeacutes azoteacutes) apregraves une peacuteriode drsquoincubation de 5 jours agrave 20degC avec

un inoculum acclimateacute La consommation de lrsquooxygegravene qui est proportionnelle agrave la quantiteacute de

matiegravere oxydable est mesureacutee avant et apregraves la peacuteriode drsquoincubation par eacutelectromeacutetrie

62

1533 Azote ammoniacal (NH4) et ortho-phosphate (PO4)

Lrsquoazote ammoniacal (NH4) et lrsquoortho-phosphate (PO4) sont mesureacutes simultaneacutement en ligne avec

les meacutethodes colorimeacutetriques respectives QuikChemreg Method 10-107-06-2-B et QuikChem

reg

Method 10-115-01-1-B (LACHAT Instruments)

Agrave 60degC en milieu alcalin les ions ammonium reacuteagissent avec le salicylate de sodium et

lrsquohypochlorite de sodium pour former un complexe vert dont lrsquointensiteacute de la couleur est

proportionnelle agrave la teneur en ammonium dans lrsquoeacutechantillon La mesure de lrsquoabsorbance agrave 660

nm permettra deacuteterminer la concentration des ions ammoniums par lrsquointermeacutediaire drsquoune courbe

drsquoeacutetalonnage

En milieu acide les ions ortho-phosphates entrent en reacuteaction avec le molybdate drsquoammonium et

le tartrate drsquoantimoine et de potassium pour former un complexe Ce complexe est reacuteduit par la

suite par lrsquoacide ascorbique et forme un autre complexe de couleur bleu dont lrsquointensiteacute est

correacuteleacutee avec la teneur des ions ortho-phosphates La mesure de lrsquoabsorbance du complexe agrave 880

nm permettra deacuteterminer la concentration des ions ortho-phosphates via une courbe


Toutes les concentrations drsquoazote ammoniacal et drsquoortho-phosphate sont exprimeacutees sous forme

de N-NH4 et P-PO4

1534 Reacutesidus meacutetalliques et analyse des meacutetaux

Les reacutesidus meacutetalliques sont analyseacutes apregraves les expeacuteriences drsquoEC Pour ce faire on preacutelegraveve un

volume de 25 ml de lixiviat eacutelectro-coaguleacute apregraves avoir bien homogeacuteneacuteiseacute la solution

Lrsquoeacutechantillon est ensuite filtreacute agrave travers un filtre en fibre de verre drsquoune porositeacute de 15 microm et

63

drsquoun diamegravetre de 47 mm (Whatman 934-AH) La filtration est faciliteacutee par un dispositif de

pompe agrave vide (Vaccum Pump Marathon Electric Modegravele 5KH36KNA510X) Le gacircteau de

filtration est ensuite placeacute dans une coupelle en aluminium et placeacute au four pendant 2h agrave une

tempeacuterature de 105degC La diffeacuterence massique avant et apregraves filtration rapporteacutee au volume de

filtration nous permet de calculer les reacutesidus solides en kgm3

Les meacutetaux reacutesiduels en solution incluant le phosphore et la composition meacutetallique des reacutesidus

solides et des eacutelectrodes sont deacutetermineacutes par ICP-AES (Spectromeacutetrie par Torche agrave Plasma) (ICP

Optical Emission Spectrometer VARIAN 725-ES) Vu la forte preacutesence des substances

humiques dans les lixiviats une eacutetape preacutealable de digestion des eacutechantillons eacutetait reacutealiseacutee avant

lrsquoanalyse des meacutetaux Ceci permet drsquoavoir les meacutetaux sous forme libre et non sous forme

complexeacutee avec les substances humiques La digestion est reacutealiseacutee en meacutelangeant 15 mL

drsquoeacutechantillon avec 2 mL drsquoacide nitrique concentreacute (HNO3) et 3 mL de peroxyde drsquohydrogegravene

(H2O2) Le meacutelange est ensuite chauffeacute agrave 955degC pendant 2h

Pour les eacutechantillons solides une eacutetape preacutealable de digestion a eacuteteacute aussi reacutealiseacutee avant les

analyses La digestion est effectueacutee en meacutelangeant 05 g de solide dans 15 mL drsquoacide nitrique

concentreacute et 45 mL drsquoacide chlorhydrique concentreacute Cependant certaines analyses sont

reacutealiseacutees avec une digestion agrave lrsquoacide sulfurique concentreacute

1535 Fractionnement de la matiegravere organique

Afin drsquoinvestiguer les performances des deux proceacutedeacutes sur lrsquoabattement de la matiegravere organique

un protocole expeacuterimental a eacuteteacute deacuteveloppeacute afin de fractionner la matiegravere organique dissoute Ce

protocole srsquoest inspireacute drsquoune eacutetude reacutealiseacutee par Van Zomeren et Comans (2007) Toutefois

quelques modifications ont eacuteteacute apporteacutees

64

La matiegravere organique est fractionneacutee en 3 groupes les acides humiques (AH) les acides

fulviques (AF) et les composeacutes hydrophiles (Hyl) La figure 111 scheacutematise les diffeacuterentes

eacutetapes neacutecessaires pour le fractionnement de la matiegravere organique dissous dans la phase liquide

La premiegravere eacutetape (preacutetraitement) permet drsquoenlever les MES ainsi que les colloiumldes et graisses en

filtrant le lixiviat avec une membrane disposant drsquoun diamegravetre de pore de 045 microm Le lixiviat est

par la suite acidifieacute avec du H2SO4 agrave un pH lt 2 afin de preacutecipiter les AH Apregraves centrifugation le

preacutecipiteacute est dissout dans une solution de NaOH 01 M Ensuite le surnageant (AF et Hyl) est

meacutelangeacute avec une reacutesine DAX-8 (Supelitetrade DAX-8 Sigma-Aldrich Co) Cette derniegravere offre

une surface drsquoadsorption aux AF Ainsi apregraves 1h drsquoagitation temps drsquoeacutequilibre drsquoabsorption des

AF tous les AF sont adsorbeacutes sur la surface de la reacutesine La solution est alors filtreacutee On retrouve

les composeacutes hydrophiles dans le filtrat La reacutesine DAX-8 sur laquelle les AF sont adsorbeacutes est

meacutelangeacutee et agiteacutee pendant 2h avec une solution de NaOH 01 M afin de deacutesorber les AF La

fraction liquide contenant les AF est ainsi isoleacutee de la reacutesine apregraves une peacuteriode de deacutecantation 5

minutes Des analyses de COT et de DCO sont reacutealiseacutees sur chaque fraction de la matiegravere

organique

65

Figure 1-11 Les eacutetapes de fractionnement de la matiegravere organique des lixiviats

66

154 Calcul des coucircts drsquoexploitation du proceacutedeacute

Les coucircts consideacutereacutes pour lrsquoeacutetude technico-eacuteconomiques sont les coucircts lieacutes agrave la meacutecanique de

pompage et drsquoaeacuteration du biofiltre lrsquoeacutenergie drsquohydrolyse le renouvellement des anodes et du

media filtrant ainsi que le traitement des boues obtenues apregraves EC

Pompage et aeacuteration du biofiltre

Pour le meacutecanisme de pompage et drsquoaeacuteration du biofiltre le CRIQ concepteur du biofiltre utiliseacute

lors de cette eacutetude a estimeacute le coucirct du megravetre cube drsquoeau traiteacutee agrave 0109 $CAD Les moteurs

utiliseacutes ont une puissance nominale de 845 kW et sont opeacutereacutes agrave une puissance de 718 kW soit

une charge drsquoutilisation de 85

Renouvellement du meacutedia filtrant (MF) du biofiltre

Le coucirct de matiegravere premiegravere du MF est estimeacute par le CRIQ agrave 5386 $m3 de meacutedia filtrant Afin

de deacuteduire le coucirct correspondant au megravetre cube de lixiviat traiteacute un certain nombre drsquohypothegraveses

est consideacutereacute une concentration en NH4 de 500 mg NL une charge surfacique de 005 Kg N-

NH4m2j une hauteur de garnissage de 16 m et une freacutequence de renouvellement du MF de 5 et

7 ans pour les sceacutenarios 1 et 2 respectivement Dans ces conditions les coucircts relatifs au

renouvellement du MF sont estimeacutes agrave 047 et 034 $CAD par m3 de lixiviat traiteacute pour les

sceacutenarios 1 et 2 respectivement

Eacutenergie pour la dissolution anodique

Pour le calcul de lrsquoeacutenergie requise pour la dissolution des anodes la formule suivante a eacuteteacute

utiliseacutee (Eacutequation 111)


)

67

Avec I (intensiteacute imposeacutee A) U (tension obtenue Volt) t (temps de traitement h) et V (volume

traiteacute m3) Le coucirct du kWh est estimeacute agrave 005 $CAD correspondant au tarif M drsquoHydro Queacutebec

pour un client dont sa consommation est supeacuterieure agrave 50 kW pendant au moins un mois de

lrsquoanneacutee

Renouvellement des anodes

Concernant la consommation des anodes la masse dissoute est calculeacutee avec lrsquoeacutequation de

Faraday (eacutequation 112) avec comme principaux hypothegraveses un meacutetal pure agrave 100 agrave lrsquoanodique

et un rendement eacutenergeacutetique de 100


)

Avec M (masse molaire du meacutetal gmol) I (intensiteacute imposeacutee A) t (temps de traitement s) n

(nombre drsquoeacutelectrons eacutechangeacutes) F (constante Faraday 96485 As mol) et V (volume traiteacute m3)

Les coucircts des meacutetaux sont preacutesenteacutes dans le tableau 16

Tableau 1-6 Coucircts des meacutetaux composant les diffeacuterentes anodes utiliseacutees

Meacutetaux Pureteacute () Prix ($CADkg) Reacutefeacuterences

Magneacutesium 9990 287 httpswwwmetalpricescommetalmagnesiumma

gnesium-99-9-fob-china

Aluminium 9970 235 httpwwwlmecommetalsnon-

ferrousaluminium

Fer gt 97 047 httpswwwmetalpricescommetalsteelwire-rod-

fob-turkey

68

Traitement des boues

Pour la filiegravere de traitement des boues on suppose qursquoapregraves une eacutetape de deacutecantation lamellaire

le deacutecantacirct repreacutesentera environ 10 (vv) de lrsquoeffluent eacutelectro-coaguleacute avec une sicciteacute de

lrsquoordre de 1 Pour un objectif de sicciteacute de 20 (boue pelletable) une filiegravere de deacuteshydratation

passive avec ajout de polymegravere a eacuteteacute consideacutereacutee Les coucircts associeacutes au pompage agrave la ventilation

agrave la deacuteshydratation et agrave lrsquoajout du polymegravere ont eacuteteacute eacutevalueacutes agrave 260 $CADm3 de boue traiteacutee En

supposant que le volume des boues repreacutesente 10 du volume de lixiviat ce coucirct revient agrave 0260

$CADm3 de lixiviat traiteacute

69

16 Principaux reacutesultats et discussion

Cette section reacutesume les principaux reacutesultats obtenus lors cette eacutetude Chaque sous-section

retrace les faits saillants drsquoun article scientifique publieacute ou en cours de publication (sauf sous-

section 165 Eacutetude technico-eacuteconomique) Certaines informations jugeacutees pertinentes sont

rajouteacutees mecircme si elles nrsquoapparaissent pas dans lrsquoarticle correspondant

161 Combinaison des proceacutedeacutes de biofiltration et drsquoeacutelectrocoagulation utilisant une

anode agrave base de magneacutesium pour le traitement des lixiviats des sites drsquoenfouissement

(Chapitre 3)

Lrsquoobjectif du sceacutenario 1 consistait agrave utiliser lrsquoEC comme traitement tertiaire alors que le

proceacutedeacute de BF est utiliseacute comme traitement secondaire (BF suivie drsquoEC) Les premiers travaux

ont permis de caracteacuteriser le lixiviat issu de lieu drsquoenfouissement sanitaire LES 1 Le rapport de

biodeacutegradabiliteacute relativement faible (DBODCO = 009) teacutemoigne de la preacutesence de composeacutes

organiques reacutefractaires (lixiviat mature) De plus la valeur de pH modeacutereacutement basique

(821plusmn024) associeacutee agrave une absence drsquoacides gras volatils indique la fin de la transformation

acidogegravene et lrsquoeacutetablissement de la phase de maturation des deacutechets La teneur moyenne de

lrsquoazote ammoniacal eacutetait estimeacutee agrave 342 plusmn 64 mg NL La conductiviteacute du lixiviat (798 plusmn 05

mScm) eacutetait suffisamment eacuteleveacutee pour permettre un traitement eacutelectrochimique sans un eacuteventuel

ajout drsquoeacutelectrolyte support

Apregraves la phase drsquoacclimatation qui a dureacute environ 40 jours le biofiltre est alimenteacute avec le

lixiviat brut agrave un deacutebit moyen de 54 plusmn 043 Lj (charge hydraulique = 0172 m3m

2j) En

consideacuterant une concentration moyenne de 342 mg N-NH4L en entreacutee de la colonne la charge

70

moyenne drsquoazote ammoniacal eacutequivaut agrave 006 kgm2j Apregraves 240 jours drsquoopeacuteration le biofiltre a

montreacute des performances satisfaisantes en termes drsquoabattement de lrsquoazote ammoniacal (94 plusmn

9) de la DBO5 (94 plusmn 8) de la turbiditeacute (95 plusmn 11) et du phosphore (98 plusmn 16) avec des

concentrations initiales respectives de 342 plusmn 64 mg NL 70 plusmn 38 mg O2L 107 plusmn 65 NTU 233 plusmn

14 mg P-PO4L Les bilans drsquoazote partiels reacutealiseacutes ont montreacute que la nitrification eacutetait le

principal meacutecanisme de transformation dans le biofiltre (70 agrave 80 du NH4 eacutelimineacute) (Annexe 1

Figure 71) Lrsquoapport du stripage eacutetait insignifiant (lt 1) la deacutetection du protoxyde drsquoazote

laisse croire un deacutebut de deacutenitrification dans certaines zones anoxies du biofiltre Cependant ce

processus est probablement freineacute par la preacutesence limiteacutee de carbone biodeacutegradable dans le

lixiviat Drsquoautres meacutecanismes comme lrsquoadsorption et lrsquoassimilation peuvent avoir lieu Le taux

drsquoabattement eacuteleveacute du phosphore inhabituel pour ce type de biofiltre peut ecirctre expliqueacute par 1) la

faible teneur en phosphore dans le lixiviat brut (233 plusmn 14 mg P-PO4L) et 2) par une eacuteventuelle

preacutecipitation du phosphore ducirc agrave lrsquoaugmentation du pH dans le biofiltre et une forte alcaliniteacute du

lixiviat brut Lrsquoanalyse eacuteleacutementaire des cristaux au microscope eacutelectronique a reacuteveacuteleacute la preacutesence

de phosphore dans ces derniers (Annexe 2 Figure 72) Cependant lrsquoabattement de la DCO eacutetait

faible Le taux moyen drsquoabattement de la DCO eacutetait de 13 Le caractegravere reacutefractaire du lixiviat

combineacute au processus de lixiviation des substances humiques contenues dans le media filtrant

(tourbe et copeaux de bois) sont suspecteacutes drsquoecirctre agrave lrsquoorigine du faible taux drsquoeacutelimination de la

DCO Une augmentation du pH en sortie de lrsquouniteacute de BF a eacuteteacute enregistreacutee Vu la nature

acidifiante de la tourbe associeacutee agrave une activiteacute nitrifiante acidifiante une baisse du pH eacutetait

preacutevisible Toutefois une augmentation du pH a eacuteteacute enregistreacutee passant drsquoune valeur moyenne

de 82 plusmn 024 agrave lrsquoentreacutee de lrsquouniteacute de BF agrave une valeur moyenne de 87 plusmn 024 enregistreacutee agrave la

sortie Cette hausse du pH est lieacutee agrave un pheacutenomegravene de stripage du CO2 dissous pendant

71

lrsquoaeacuteration Rappelons que le CO2 dissous a un pouvoir acidifiant et son stripage est susceptible

de perturber lrsquoeacutequilibre calco-carbonique drsquoune eau et aboutir agrave une augmentation du pH

Lrsquoeffluent en sortie du biofiltre a eacuteteacute utiliseacute pour reacutealiser les expeacuteriences drsquoEC avec une anode de

magneacutesium (Mg) Apregraves avoir testeacute diffeacuterentes valeurs de densiteacute de courant et de temps de

traitement les meilleurs conditions opeacuteratoires retenues eacutetaient i = 10 mAcm2 et t = 30 min

LrsquoEC a permis drsquoeacuteliminer 53 de la DCO reacutesiduelle et 85 de la couleur de lrsquoeffluent avec des

teneurs initiales respectives de 670 mgL et 955 UCV Cependant une augmentation

significative du pH a eacuteteacute enregistreacutee suite agrave lrsquoapplication du proceacutedeacute drsquoEC Le pH est passeacute drsquoune

valeur initiale de 84 plusmn 023 agrave une valeur finale de 106 plusmn 015 Rappelons que la norme de rejet

des lixiviats concernant le pH est de 6 agrave 95 selon la leacutegislation queacutebeacutecoise La hausse du pH est

expliqueacutee par la production drsquoions hydroxydes agrave la cathode via la reacuteaction de reacuteduction de lrsquoeau

(Eacutequation 15) et le pH eacuteleveacute neacutecessaire pour la formation des hydroxydes de magneacutesium stables

Drsquoapregraves les diagrammes de Pourbaix du Mg lrsquohydroxyde de magneacutesium (Mg(OH)2) se forme agrave

des valeurs de pH comprises entre 95 et 11 De ce fait le pH du milieu augmentait rapidement agrave

cause de lrsquoaccumulation des ions OH- qui ne reacuteagissaient pas avec les ions Mg

2+ tant que le pH

du milieu nrsquoatteignait pas 10

Lrsquoinfluence de lrsquoalcaliniteacute sur les performances de lrsquoEC a eacuteteacute eacutetudieacutee en augmentant

artificiellement lrsquoalcaliniteacute de lrsquoeffluent bio-filtreacute avec du bicarbonate de sodium (NaHCO3) Les

reacutesultats ont montreacute qursquoune augmentation de lrsquoalcaliniteacute avait un impact neacutegatif sur lrsquoabattement

de la DCO Par exemple en appliquant les mecircmes conditions opeacuteratoires les taux drsquoeacutelimination

de la DCO eacutetaient de 52 41 et 27 avec des concentrations respectives de NaHCO3 de 1 2

et 3 gL En fait la preacutesence de lrsquoalcaliniteacute jouait un rocircle tampon qui reacutesistait lrsquoaugmentation du

pH De ce fait plus la concentration de NaHCO3 augmentait moins le pH augmentait Ce qui

72

reacutesultait agrave une diminution de la production de Mg(OH)2 avec un impact neacutegatif sur la qualiteacute du

traitement De plus avant la preacutecipitation des Mg(OH)2 les ions OH- reacuteagissaient avec les ions

bicarbonates (HCO3-) pour former des ions carbonates (CO3

2-) Ces derniers reacuteagissaient agrave leur

tour avec les cations tels que Mg2+

et Ca2+

pour former des deacutepocircts entartrants comme les

carbonates de magneacutesium ou de calcium (MgCO3 et CaCO3) susceptibles drsquoencrasser les

eacutelectrodes Ce pheacutenomegravene peut ecirctre tregraves probleacutematique lors du sceacutenario 2 qui consistera agrave utiliser

lrsquoEC en amont pour preacutetraiter le lixiviat brut qui preacutesente une forte teneur en alcaliniteacute

Concernant lrsquoeacutelimination des meacutetaux lrsquoEC srsquoest montreacutee tregraves efficace Apregraves traitement la

quasi-totaliteacute de la concentration des meacutetaux lourds traces (As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Se) eacutetait

infeacuterieure agrave la limite de deacutetection de la meacutethode utiliseacutee La concentration en Zn dans lrsquoeffluent

traiteacute eacutetait de 003 mgL Dans la leacutegislation du Queacutebec le zinc est utiliseacute comme indicateur du

niveau de pollution des meacutetaux lourds Ainsi les lixiviats traiteacutes et restitueacutes dans le milieu

naturel doivent avoir une teneur en Zn infeacuterieure agrave 007 mgL Concernant lrsquoazote ammoniacal

apregraves son transformation quasi-complegravete par biofiltration nous avons constateacute une hausse

significative apregraves EC Lrsquoazote ammoniacal passait drsquoune concentration initiale de 02 mg N-

NH4L agrave une concentration finale de 70 mg N-NH4L apregraves EC Rappelons que la norme de rejet

concernant le NH4 est fixeacutee agrave 10 mg NL Cette augmentation du NH4 est due agrave une reacuteduction

eacutelectrochimique des ions nitrates preacutesents dans le lixiviat bio-filtreacute

En reacutesumeacute le traitement par BF permet drsquoenlever efficacement lrsquoazote ammoniacal la matiegravere

organique biodeacutegradable le phosphore et la turbiditeacute En revanche lrsquoeacutelimination de la DCO

reacutefractaire reste tregraves faible Le traitement subseacutequent drsquoEC a permis une reacuteduction significative

de la DCO reacutesiduelle de la couleur ainsi que les meacutetaux Cependant deux probleacutematiques sont

lieacutees agrave lrsquoutilisation de lrsquoanode en Mg 1) hausse significative du pH apregraves traitement et 2)

73

influence neacutegative de lrsquoalcaliniteacute sur les performances de lrsquoEC Afin de solutionner ces

probleacutematiques nous avons opteacute drsquoexpeacuterimenter le traitement drsquoEC en utilisant des eacutelectrodes

plus conventionnelles telles que lrsquoAluminium et le fer Le pheacutenomegravene de lrsquoeacutelectro-reacuteduction des

nitrates en ammonium a eacutegalement fait lrsquoobjet drsquoune investigation plus deacutetailleacutee Les reacutesultats

obtenus lors de ces eacutetudes sont discuteacutes dans les 2 prochains chapitres

162 Eacutelectrocoagulation drsquoun lixiviat bio-filtreacute Fractionnement de la matiegravere organique

et influence du type drsquoanode (Chapitre 4)

Suite aux difficulteacutes rencontreacutees avec lrsquoutilisation de lrsquoanode agrave base de Mg des anodes en

aluminium (Al) et en fer (Fe) ont eacuteteacute utiliseacutees afin drsquoeacutevaluer leur performance pour lrsquoenlegravevement

de la matiegravere organique reacutesiduelle Les effets de la densiteacute de courant et du temps de traitement

ont eacuteteacute eacutetudieacutes pour chaque anode Une attention particuliegravere est eacutegalement porteacutee sur le devenir

de la matiegravere organique dissoute (MOD) Cette derniegravere a eacuteteacute fractionneacutee en diffeacuterentes familles

de composeacutes (acides humiques (AH) acides fulviques (AF) et composeacutes hydrophiles (Hyl)) afin

drsquoeacutevaluer lrsquoefficaciteacute du proceacutedeacute drsquoEC sur chaque fraction organique

Les analyses de COT du lixiviat en sortie de biofiltre ont reacuteveacuteleacute des teneurs de 85 plusmn 24 mg CL

drsquoAH 54 plusmn 45 mg CL de Hyl et 102 plusmn 14 mg CL drsquoAF Les pourcentages drsquoAH de composeacutes

Hyl et drsquoAF correspondants eacutetaient respectivement de 41 26 et 50 Notez que les substances

humiques (AH + AF) repreacutesentaient plus de 90 de la MOD La faible proportion des composeacutes

hydrophiles dans le lixiviat bio-filtreacute est justifieacutee par de meilleurs taux drsquoabattements de cette

fraction lors du traitement biologique (53 drsquoabattement) Cependant le taux drsquoeacutelimination des

74

substances humiques lors de la biofiltration eacutetait relativement faible (lt 29 drsquoenlegravevement) du au

caractegravere reacutefractaire de ces composeacutes

Lrsquoeacutetude de lrsquoinfluence de la densiteacute de courant et du temps de traitement a permis de deacuteterminer

les meilleures conditions pour lrsquoenlegravevement de la DCO reacutesiduelle Ces conditions opeacuteratoires

sont j = 10 mAcm2 et t = 20 min pour lrsquoAl et j = 8 mAcm

2 et t = 20 min pour le Fe Dans ces

conditions 70 et 65 drsquoabattement de la DCO ont eacuteteacute enregistreacutes avec lrsquoutilisation respective

des anodes drsquoAl et de Fe Il convient de noter les concentrations initiales de DCO eacutetaient de 709

mg O2L pour lrsquoAl et 570 mg O2L pour le Fe La production de reacutesidus meacutetalliques (reacutesidus

secs) eacutetait similaire pour les deux anodes (193 kgm3 de lixiviat traiteacute) Contrairement agrave lrsquoanode

en Mg une leacutegegravere hausse de pH a eacuteteacute enregistreacutee pour les anodes drsquoAl et de Fe Les pH finaux

obtenus eacutetaient de 941 pour lrsquoAl et 909 pour le Fe Rappelons que le pH final obtenu avec

lrsquoutilisation de lrsquoanode agrave base de Mg eacutetait de de 1063

Lrsquoanalyse du fractionnement de la matiegravere organique (avant et apregraves EC) a indiqueacute des

performances eacutepuratoires similaires vis-agrave-vis de lrsquoenlegravevement des diffeacuterentes fractions

organiques et ce lorsque des anodes drsquoAl et de Fe sont respectivement utiliseacutees La fraction des

AH a eacuteteacute compleacutement eacutelimineacutee apregraves EC avec les deux anodes Cependant les fractions des AF

et Hyl eacutetaient partiellement eacutelimineacutees avec des taux drsquoabattement du COT variant de 57 agrave 60 et

37 agrave 46 respectivement La tregraves bonne eacutelimination des AH est expliqueacutee par la structure

moleacuteculaire de cette fraction En effet les AH ont des poids moleacuteculaires plus importants que les

AF et les Hyl Aussi la surface des AH est chargeacutee neacutegativement agrave cause de la preacutesence de

nombreux groupements chimiques tels que les carboxyles et les hydroxyles Par conseacutequent

cette fraction est preacutefeacuterentiellement eacutelimineacutee par des meacutecanismes drsquoadsorption et de co-

preacutecipitation faisant intervenir des interactions eacutelectrostatiques entre la surface des AH chargeacutee

75

neacutegativement et les hydroxyles meacutetalliques chargeacutes positivement Les faibles taux drsquoabattement

des composeacutes hydrophiles sont lieacutes agrave la faible taille moleacuteculaire de cette fraction La forte

diminution de lrsquoindice UV254nm (environ 80) teacutemoigne de lrsquoefficaciteacute du proceacutedeacute drsquoEC envers

lrsquoeacutelimination des composeacutes preacutesentant des simples et doubles liaisons carbone-carbone incluant

les composeacutes aromatiques tels que les substances humiques

Globalement cette eacutetude a montreacute que de meilleurs taux drsquoabattement de la DCO reacutefractaire

peuvent ecirctre obtenus en substituant lrsquoanode agrave base de magneacutesium par des anodes plus

conventionnelles telles que lrsquoaluminium ou le fer De plus ces anodes nrsquoentraicircnent pas une

hausse significative du pH et sont moins sensibles agrave une augmentation de lrsquoalcaliniteacute du lixiviat agrave

traiter Les travaux reacutealiseacutes sur le fractionnement de la matiegravere organique dissoute ont permis de

deacutemontrer que les substances humiques repreacutesentaient la majoriteacute de la matiegravere organique

dissoute LrsquoEC srsquoest montreacutee plus efficace sur les fractions organiques qui preacutesentent de gros

poids moleacuteculaire De ce fait les AH ont eacuteteacute preacutefeacuterentiellement eacutelimineacutes suivi des AF Les

composeacutes hydrophiles qui ont des faibles poids moleacuteculaires ont eacuteteacute modeacutereacutement eacutelimineacutes suite agrave

lrsquoapplication du proceacutedeacute EC Malgreacute les performances similaires des deux anodes lrsquoanode en

aluminium a eacuteteacute arbitrairement choisie pour les expeacuteriences agrave venir

163 Approche strateacutegique pour limiter la formation de lrsquoazote ammoniacal pendant

lrsquoeacutelectrocoagulation drsquoun lixiviat obtenu apregraves biofiltration (Chapitre 5)

Lors du traitement biologique lrsquoazote ammoniacal eacutetait majoritairement transformeacute en nitrate par

lrsquointermeacutediaire du processus de nitrification Cependant les nitrates eacutetaient agrave leur tour reacuteduits de

faccedilon eacutelectrochimique lors de lrsquoEC du lixiviat bio-filtreacute La reacuteaction de la reacuteduction des nitrates

76

en ammonium se fait agrave la cathode et passe par lrsquoeacutetape intermeacutediaire de formation des nitrites

(Eacutequations 18 et 19) La reacuteduction eacutelectrochimique des nitrates en ammonium est

probleacutematique vue la toxiciteacute du NH4 Les objectifs environnementaux de rejets pour ce type de

polluant sont fixeacutes agrave 10 mg N-NH4 dans la province du Queacutebec Pour pallier agrave cette

probleacutematique une approche meacutethodologique a eacuteteacute mise sur pied afin de limiter la formation du

NH4 et ce en jouant sur la nature et la surface de la cathode Ainsi cinq types eacutelectrodes (Fe Al

Inox Cu et TiPt) ont eacuteteacute testeacutes agrave la cathode alors qursquoune eacutelectrode drsquoAl a eacuteteacute installeacutee agrave

lrsquoanode Pour ce faire une eacutetude voltampeacuteromeacutetrique a eacuteteacute effectueacutee suivie des essais

drsquoeacutelectrocoagulation de lixiviat de site drsquoenfouissement issu drsquoun proceacutedeacute de biofiltration Des

essais ont eacuteteacute successivement effectueacutes sur des eaux syntheacutetiques et des eaux reacuteelles issues de

site drsquoenfouissement sanitaire Le traceacute des courbes intensiteacutes-potentiels indiquait que lrsquoeacutelectrode

drsquoAl posseacutedait le potentiel de surtension drsquohydrogegravene (PSH) le plus eacuteleveacute (175 V) (en valeur

absolue) tandis que le TiPt posseacutedait le PSH le plus faible (095 V) Cela signifie que le TiPt est

plus apte agrave produire lrsquohydrogegravene tandis que lrsquoAl est la cathode la moins apte agrave produire de

lrsquohydrogegravene Apregraves EC drsquoune solution syntheacutetique contenant uniquement 300 mg N-NO3L les

concentrations de NH4 produit sur le Fe lrsquoAl lrsquoinox le Cu et le TiPt eacutetaient respectivement 335

plusmn 212 515 plusmn 212 27 plusmn 283 25 plusmn 283 et 38plusmn 05 mg N-NH4L LrsquoAl et le TiPt eacutetaient

respectivement les cathodes les plus et les moins actives en termes de formation drsquoammonium Il

semble avoir un pheacutenomegravene de compeacutetition entre la reacuteaction de reacuteduction de lrsquoeau en H2 et celle

de reacuteduction des nitrates en ammonium Ainsi les eacutelectrodes avec une faible surtension drsquoH2

produisent moins de NH4 tandis que les eacutelectrodes ayant une forte surtension drsquoH2 produisent

plus de NH4 Cette hypothegravese a eacuteteacute veacuterifieacutee sur lrsquoeacutelectrode drsquoAl et le TiPt en utilisant une

solution syntheacutetique Une concentration relativement eacuteleveacutee de NH4 (515 plusmn 212 mg N-NH4L) a

77

eacuteteacute obtenue avec la cathode en Al (PSH = 175 V) En revanche une concentration relativement

faible de NH4 (38 plusmn 05 mg N-NH4L) a eacuteteacute enregistreacutee avec la cathode en TiPt (PSH = 095 V)

En reacutealisant un bilan partiel sur lrsquoazote il a eacuteteacute observeacute que la production de NH4 repreacutesentait 60

agrave 90 des nitrates eacutelimineacutes deacutependamment de la cathode utiliseacutee (Annexe 4 Figure 7-3) Le

reste est attribueacute agrave la production des nitrites et au stripage favoriseacute par un pH tregraves alcalin agrave

lrsquointerface cathode-solution

La reacuteduction des nitrates a eacuteteacute subseacutequemment eacutetudieacutee en utilisant le lixiviat bio-filtreacute (LBF)

contenant une concentration initiale de nitrate similaire agrave celle de la solution syntheacutetique (300 mg

N-NO3L) Les concentrations de NH4 enregistreacutees lors de lrsquoeacutelectrolyse de LBF eacutetaient

infeacuterieures agrave celles obtenues avec la solution syntheacutetique Par exemple pour lrsquoAl les

concentrations de NH4 en solution syntheacutetique et dans le LBF eacutetaient respectivement 515 et 135

mg NL Dans le cas du TiPt les concentrations correspondantes eacutetaient 38 et 12 mg NL

Cette baisse de la concentration de NH4 dans le LBF eacutetait probablement due agrave la preacutesence de

certains composeacutes organiques et inorganiques tels que les substances humiques et les

bicarbonates qui peuvent srsquoadsorber et ecirctre reacuteduits agrave la cathode empecircchant ainsi une reacuteduction

des nitrates en ammonium La preacutesence de nitrites reacutesiduels dans le lixiviat traiteacute peut ecirctre tregraves

probleacutematique vu la toxiciteacute de ce composeacute Cependant sa concentration est tout de mecircme

neacutegligeable dans le cas du TiPt (lt 02 mg N-NO2L) et faible (lt 5 mg N-NO2L) pour les autres

cathodes

Lrsquoeffet de la surface cathodique sur la formation de NH4 a eacuteteacute eacutegalement eacutetudieacute Une eacutelectrode

drsquoinox a eacuteteacute utiliseacutee comme mateacuteriel cathodique avec diffeacuterentes valeurs de surface (275 ndash 55-

82 et 110 cm2) Deux expeacuteriences ont eacuteteacute reacutealiseacutees 1) EC en imposant une intensiteacute de courant

constant de 10 A 2) EC en imposant une densiteacute de courant cathodique constante de 91

78

mAcm2 En imposant la mecircme intensiteacute de courant la diminution de la surface cathodique nrsquoa

pas eu un impact significatif sur la formation de NH4 Une concentration moyenne de NH4 de

214plusmn13 mg NL a eacuteteacute enregistreacutee pour les quatre valeurs de surface cathodique testeacutees La

diminution de la surface cathodique entrainait une augmentation de la densiteacute de courant

cathodique pour une mecircme intensiteacute de courant imposeacute Cette hausse de la densiteacute de courant

favorisait la reacuteduction des nitrates Lrsquoeffet de surface est compenseacute par lrsquoeffet de la densiteacute de

courant En revanche en imposant une densiteacute de courant cathodique constante la concentration

drsquoazote ammoniacal diminuait avec la surface cathodique Par exemple la concentration de NH4

est passeacutee de 23 agrave 58 mg NL en reacuteduisant la surface cathodique de 110 agrave 275 cm2 Cependant

lrsquoabattement de la DCO diminuait lorsque la surface cathodique diminuait Avec une

concentration initiale de DCO de 687 mg O2L lrsquoabattement de la DCO est passeacute de 78 agrave 28

en reacuteduisant la surface de la cathode de 110 agrave 275 cm2 Il est important de souligner que la

diminution de lrsquoabattement de la DCO nrsquoest pas lieacutee agrave la surface cathodique mais agrave lrsquointensiteacute de

courant imposeacutee agrave lrsquoanode En effet pour maintenir une densiteacute de courant cathodique constante

lrsquointensiteacute doit ecirctre diminueacutee avec la diminution de la surface cathodique Cette diminution de

lrsquointensiteacute de courant entraine ainsi du cocircteacute de lrsquoanode une baisse de la formation drsquohydroxydes

meacutetalliques responsables de lrsquoenlegravevement de la matiegravere organique

Finalement la reacuteduction des nitrates en ammonium peut ecirctre atteacutenueacutee soit en utilisant le titane

platineacute comme cathode ou en utilisant une cathode plus conventionnelle (telle qursquoune eacutelectrode

cathodique drsquoinox) avec une surface et une intensiteacute de courant reacuteduite La premiegravere option

permettra de rencontrer la norme de rejet en NH4 (10 mg NL) avec un abattement maximum de

la DCO La seconde option permettra eacutegalement de rencontrer la norme en NH4 cependant elle

est associeacutee agrave une baisse (17 agrave 50) de lrsquoenlegravevement de la DCO

79

164 Utilisation drsquoun proceacutedeacute hybride combinant lrsquoeacutelectrocoagulation et la biofiltration

pour le traitement des lixiviats de sites drsquoenfouissement (Chapitre 6)

Cette eacutetude avait pour objectif drsquoexpeacuterimenter le sceacutenario 2 qui consistait agrave utiliser lrsquoEC comme

proceacutedeacute de traitement secondaire suivi de la biofiltration utiliseacutee comme traitement tertiaire Les

expeacuteriences ont eacuteteacute reacutealiseacutees avec un lixiviat issu du lieu drsquoenfouissement LES 2 Le lixiviat

utiliseacute preacutesentait une concentration en azote ammoniacal de 610 plusmn 38 mg NL avec un rapport de

biodeacutegradabiliteacute DBODCO = 029

Afin drsquoidentifier les meilleures conditions opeacuteratoires pour lrsquoEC du lixiviat brut nous avons

expeacuterimenteacute lrsquoinfluence de diffeacuterentes valeurs de densiteacute de courant et de temps de traitement sur

lrsquoabattement de la DCO Les meilleures conditions opeacuteratoires retenues sont i = 8 mAcm2 et t

= 20 min Dans ces conditions un taux drsquoabattement de la DCO totale de 37 plusmn 2 a eacuteteacute obtenu

avec une concentration initiale de 1522 mg O2L Des expeacuteriences de fractionnement de la

matiegravere organique ont reacuteveacuteleacute que lrsquoabattement de la DCO est principalement lieacute agrave lrsquoeacutelimination

de la DCO particulaire et de la fraction des acides humiques Cependant lrsquoabattement des autres

fractions organiques dissoutes telles que les acides fulviques et les composeacutes hydrophiles eacutetait

insignifiante Concernant les autres types de polluants lrsquoEC a permis drsquoatteindre des taux

drsquoabattements satisfaisants notamment pour la turbiditeacute (82 plusmn 9) la couleur vraie (60 plusmn 12)

le zinc (95 plusmn 3) et le phosphore total (82 plusmn 5) avec des concentrations initiales respectives de

178 plusmn 54 NTU 1620 plusmn 420 UCV 146 plusmn 006 mgL 489 plusmn 036 mg P-PO4L En revanche une

augmentation de la concentration de lrsquoaluminium reacutesiduelle a eacuteteacute enregistreacutee (064 plusmn 08 ppm

avant EC agrave 125 plusmn 076 ppm apregraves EC) due agrave lrsquoutilisation de lrsquoAl comme anode sacrificielle

LrsquoEC nrsquoa pas eu drsquoeffet significatif sur lrsquoeacutelimination du NH4

80

Apregraves une peacuteriode drsquoacclimatation de 40 jours avec le lixiviat brut le biofiltre est alimenteacute avec

le surnageant du lixiviat eacutelectro-coaguleacute (LEC) pendant une peacuteriode drsquoopeacuteration de 120 jours

Afin de respecter une charge surfacique en azote de 0055 kg N-NH4m2j le deacutebit en entreacutee du

biofiltre eacutetait fixeacute agrave une valeur moyenne de 365 mLj Comme dans le cas du sceacutenario 1 le

traitement biologique a eacuteteacute tregraves efficace pour lrsquoeacutelimination de la matiegravere organique biodeacutegradable

avec plus de 97 drsquoabattement de la DBO5 En revanche seulement 42 plusmn 7 drsquoabattement de la

DCO reacutesiduelle a eacuteteacute enregistreacute Le meilleur taux drsquoeacutelimination de la DCO obtenu dans le cas

sceacutenario 2 (42) par rapport au sceacutenario 1 (asymp 13) est expliqueacute par la nature diffeacuterente des deux

lixiviats utiliseacutes Le lixiviat utiliseacute dans le sceacutenario 1 preacutesente un rapport DBODCO de 009

tandis que ce rapport est de 029 dans le cas du lixiviat utiliseacute lors de lrsquoeacutetude du sceacutenario 2 Les

expeacuteriences de speacuteciation de la matiegravere organique dissoute ont montreacute que la concentration des

AH eacutetait 26 fois supeacuterieure en sortie qursquoagrave lrsquoentreacutee de lrsquouniteacute de biofiltration De plus une

augmentation de 32 de la couleur vraie a eacuteteacute noteacutee Le mecircme pheacutenomegravene de relargage des

acides humiques de la tourbe (meacutedia filtrant) observeacute lors du sceacutenario 1 semble avoir lieu

eacutegalement dans le sceacutenario 2 Concernant les autres fractions organiques nous avons observeacute 32

et 46 drsquoeacutelimination des fractions AF et Hyl respectivement Ces composeacutes qui deacutetiennent des

poids moleacuteculaires plus faibles que ceux des AH sont partiellement eacutelimineacutes lors du traitement

biologique

Malgreacute les fortes concentrations de lrsquoazote ammoniacal une eacutelimination quasi-totale du NH4 est

obtenue apregraves BF La valeur moyenne de NH4 en sortie de colonne eacutetait de 184 plusmn 168 mg NL

pour une valeur moyenne en entreacutee de 595 plusmn 50 mg NL Le suivi de la teneur des nitrates en

sortie nous a permis de constater qursquoenviron 80 du NH4 est transformeacute en NO3 via la

nitrification biologique Le reste est eacuteventuellement eacutelimineacute par drsquoautres processus comme la

81

deacutenitrification lrsquoadsorption le stripage lrsquoassimilation etc Une baisse significative de lrsquoalcaliniteacute

(92) teacutemoigne ce constat car les bacteacuteries nitrifiantes utilisent le carbone mineacuteral (HCO3- et

CO32-

) comme principale source de carbone Il convient de constater que malgreacute la sensibiliteacute

des bacteacuteries nitrifiantes la carence en phosphore et les ions Al3+

preacutesents dans le LEC nrsquoont pas

eu un impact neacutegatif sur le processus de nitrification Ce qui en contradiction avec certaines

eacutetudes qui soutiennent que la nitrification peut ecirctre entraveacutee par un deacuteficit de phosphore ou par la

preacutesence de meacutetaux (tel que Al) (Iversen et al 2009 Lees et al 2001 Nordeidet et al 1994

Scherrenberg et al 2011) Dans notre cas vu que la biomasse eacutepuratrice est fixeacutee sous forme de

biofilm il peut y avoir un pheacutenomegravene de recyclage du phosphore agrave partir de la biomasse lyseacutee ce

qui reacuteduirait les besoins drsquoun apport externe en phosphore Concernant la preacutesence des ions Al3+

reacutesiduels ces derniers ont eacuteteacute probablement complexeacutes par les substances humiques preacutesentes en

grande quantiteacute dans le lixiviat et reacuteputeacutees pour leur fort pouvoir de complexation Or il est bien

connu que les meacutetaux sont plus toxiques sous forme libre que sous forme complexeacutes Une

expeacuterience parallegravele a montreacute qursquoenviron 30 des ions Al3+

se trouvait sous forme libre le reste

eacutetait preacutesent sous forme de complexes meacutetalliques

Concernant lrsquoefficaciteacute de la BF envers les meacutetaux une diminution de 70 plusmn 27 de lrsquoAl reacutesiduel

et 30 plusmn 16 drsquoeacutelimination du fer ont eacuteteacute enregistreacutes Toutefois une hausse importante de la

teneur en zinc a eacuteteacute observeacutee apregraves BF La concentration du Zn est passeacutee de 007 plusmn 04 mgL agrave

lrsquoentreacutee de lrsquouniteacute de la BF agrave 044 plusmn 08 mgL en sortie de colonne de BF Cette hausse eacutetait tregraves

alarmante vu que le zinc est utiliseacute dans la leacutegislation queacutebeacutecoise comme indicateur du niveau de

pollution des meacutetaux De ce fait les lixiviats rejeteacutes dans la nature doivent avoir une teneur en

Zn infeacuterieure agrave 007 ppm Lrsquoaugmentation de la teneur en zinc eacutetait certainement due agrave un

pheacutenomegravene de relargage du zinc initialement preacutesent dans le meacutedia filtrant Pour veacuterifier cette

82

hypothegravese nous avons analyseacute la teneur en Zn dans le meacutedia filtrant avant et apregraves utilisation

Les reacutesultats obtenus ne corroborent pas lrsquohypothegravese de relargage car la teneur en Zn dans le

meacutedia filtrant apregraves utilisation eacutetait supeacuterieure agrave la celle avant utilisation Cependant nous

supposons que lrsquoaccumulation du Zn dans le meacutedia filtrant a eu lieu lors de la peacuteriode

drsquoacclimatation ougrave la colonne eacutetait alimenteacutee avec le lixiviat brut qui contenait une teneur en zinc

beaucoup plus eacuteleveacute que le lixiviat-eacutelectro coaguleacute (146 ppm Vs 007 ppm) Malheureusement

le zinc nrsquoeacutetait pas suivi pendant la peacuteriode drsquoacclimatation drsquoougrave lrsquoimpossibiliteacute de veacuterifier cette

deuxiegraveme hypothegravese Toutefois en se basant sur la litteacuterature nous avons pu obtenir quelques

eacuteleacutements de reacuteponse par rapport agrave ce constat En effet il a eacuteteacute prouveacute dans certaines eacutetudes que le

fer et lrsquoaluminium forment avec les substances humiques des complexes plus stables que le zinc

De ce fait les ions Al3+

et Fe3+

preacutesents dans le LEC agrave des concentrations appreacuteciables auront

plus de faciliteacute agrave srsquoadsorber sur la tourbe (constitueacutee de substances humiques) que le zinc et ils

pourront mecircme se substituer au zinc deacutejagrave adsorbeacute par des meacutecanismes drsquoeacutechanges ioniques Ceci

pourrait expliquer lrsquoabattement du Fe et de lrsquoAl et une augmentation de la teneur de zinc en

sortie de lrsquouniteacute de biofiltration

La comparaison des performances des deux sceacutenarios sur le mecircme lixiviat (LES 2) est preacutesenteacutee

dans lrsquoAnnexe 3 (Tableau 7-1) On peut noter que le sceacutenario 1 est plus performant en termes

drsquoeacutelimination de la matiegravere organique et du zinc Cependant les deux dispositions preacutesentent des

performances similaires vis-agrave-vis de la pollution azoteacutee

83

165 Eacutetude technico eacuteconomique du proceacutedeacute

Lrsquoeacutetude technico-eacuteconomique est limiteacutee aux coucircts drsquoexploitation du proceacutedeacute De ce fait sont

pris en consideacuteration les coucircts lieacutes agrave lrsquoaeacuteration du biofiltre au remplacement du meacutedia filtrant au

renouvellement des anodes agrave la consommation eacutenergeacutetique et au traitement des reacutesidus

meacutetalliques obtenus apregraves EC Le Tableau 17 renseigne sur ces diffeacuterents coucircts et donne le coucirct

total drsquoexploitation du proceacutedeacute pour les deux sceacutenarios Pour le sceacutenario 1 lrsquoeacutetude est faite avec

les diffeacuterentes anodes expeacuterimenteacutees lors de cette eacutetude agrave savoir le magneacutesium lrsquoaluminium et le

fer Cependant pour le sceacutenario 2 lrsquoeacutetude est limiteacutee agrave lrsquoAl qui eacutetait lrsquoanode retenue pour les

expeacuteriences du sceacutenario 2

Les coucircts drsquoexploitation du sceacutenario 1 sont fortement influenceacutes par le type drsquoanode utiliseacute Les

coucircts totaux drsquoexploitation sont estimeacutes agrave 303 $CADm3 pour le Mg 184 $CADm

3 pour lrsquoAl

et 138 $CADm3 pour le Fe Il convient de noter que les coucircts lieacutes agrave lrsquoaeacuteration du biofiltre du

renouvellement du MF et du traitement des boues restent constantes quel que soit le meacutetal utiliseacute

agrave lrsquoanode La figure 112 donne la reacutepartition des diffeacuterents coucircts pour chaque type drsquoanode On

peut constater que les coucircts lieacutes agrave lrsquoEC (renouvellement des anodes consommation eacutenergeacutetique

et traitement des boues) repreacutesentent la majoriteacute du coucirct total drsquoexploitation Ces coucircts

repreacutesentent 81 69 et 58 du coucirct total avec lrsquoutilisation respective drsquoanodes en Mg Al et Fe

Concernant lrsquoanode de Mg le coucirct de son renouvellement repreacutesente 66 du coucirct total

drsquoexploitation Ceci est principalement ducirc au coucirct eacuteleveacute de ce meacutetal qui est estimeacute agrave 28

$CADKg De plus agrave cause du long temps de traitement le Mg sollicite une demande

eacutenergeacutetique plus eacuteleveacutee que celle de lrsquoAl ou du Fe (Tableau 17) Au vu de ces reacutesultats

lrsquoutilisation du Mg comme anode sacrificielle srsquoavegravere moins rentable et agrave cela srsquoajoute la

84

probleacutematique de la hausse du pH rencontreacutee avec cette anode Pour lrsquoAl le coucirct associeacute au

renouvellement de lrsquoanode repreacutesente eacutegalement la plus grande portion du coucirct total

drsquoexploitation avec un pourcentage de 45 Cependant cette proportion chute agrave 30 avec

lrsquoutilisation du fer qui est lrsquoanode la moins coucircteuse (047$Kg de fer doux) des trois anodes

eacutetudieacutees De ce fait lrsquoutilisation drsquoune anode en Fe semble ecirctre plus rentable pour minimiser les

coucircts drsquoexploitation du proceacutedeacute Le renouvellement du meacutedia filtrant repreacutesente la seconde

opeacuteration la plus influente sur le coucirct drsquoexploitation du proceacutedeacute Il repreacutesente 15 25 et 34 du

cout total drsquoexploitation avec lrsquoutilisation respective du Mg de lrsquoAl et du Fe comme anode

sacrificielle Les coucircts drsquoaeacuteration du biofiltre et de la consommation eacutenergeacutetique restent

relativement faibles en comparaison aux autres coucircts drsquoexploitation du proceacutedeacute Leurs

contributions varient entre 4 et 10 deacutependamment de lrsquoanode utiliseacutee

Figure 1-12 Reacutepartition des diffeacuterents coucircts dexploitation pour le sceacutenario 1

85

Tableau 1-7 Calcul des coucircts dexploitation pour les sceacutenarios 1 et 2

Paramegravetres anodes (sceacutenario 1)

sceacutenario 2 (Al) Mg Al Fe

Intensiteacute (A) 47 47 38 38

Temps (min) 30 20 20 20

Tension (V) 26 34 305 475

Volume (m3) 00015 00015 00015 00015

Masse de meacutetal dissoute (kgm3) 071 035 088 028

Coucirct du Kg de meacutetal ($CAD) 28 235 047 235

Consommation eacutenergeacutetique (kWhm3) 407 355 258 401

Coucirct eacutenergeacutetique ($CADm3) 0204 0178 0129 0201

Coucirct consommation anode ($CADm3) 1989 0824 0415 0666

Coucirct traitement des boues ($CADm3) 0260 0260 0260 0260

Coucirct renouvellement du MF ($CADm3) 0470 0470 0470 0340

Coucirct aeacuteration BF ($CADm3) 0109 0109 0109 0109

Total ($CADm3) 3031 1841 1382 1576

Concernant le sceacutenario 2 le coucirct drsquoexploitation du proceacutedeacute est estimeacute agrave 158 $CAD par m3 de

lixiviat traiteacute La reacutepartition des diffeacuterents coucircts drsquoexploitation est donneacutee par la figure 113

Comme dans le cas du sceacutenario 1 on peut constater que les coucircts lieacutes au proceacutedeacute drsquoEC sont

preacutepondeacuterants et repreacutesentent 71 du coucirct total Les coucircts de renouvellement du meacutedia filtrant et

drsquoaeacuteration du biofiltre repreacutesentent 22 et 7 respectivement

86


Les reacutesultats de cette eacutetude technico-eacuteconomique sommaire ont montreacute que le sceacutenario 2 est

leacutegegraverement moins coucircteux a opeacutereacute que le sceacutenario 1 si lrsquoAl est utiliseacute comme anode sacrificielle

dans les deux cas (158 Vs 184 $CADm3) Cette diffeacuterence est principalement justifieacutee par

lrsquoallongement de la freacutequence de renouvellement du MF et des anodes lors du sceacutenario 2 Eacutetant

donneacute que le lixiviat est preacutetraiteacute par EC lors du sceacutenario 2 le biofiltre sera alimenteacute par un

effluent moins chargeacute en MES avec une tendance drsquoallongement de sa dureacutee de vie Cependant

avec lrsquoEC du lixiviat brut lors du sceacutenario 2 le risque de colmatage preacutecoce des eacutelectrodes est

plus eacuteleveacute Ceci peut engendrer des coucircts suppleacutementaires de main drsquoœuvre pour lrsquoentretien des

eacutelectrodes Bien que cette eacutetude sommaire donne une bonne estimation du coucirct drsquoexploitation

des deux sceacutenarios ainsi que la contribution des diffeacuterents paramegravetres drsquoinfluence plus de

13

42 16

7

22

Aluminium Coucirct eacutenergeacutetique

Coucirct de la consommationdes anodes

Coucirct de traitement desboues

Coucirct daeacuteration du biofiltre

Coucirct de renouvellementdu MF

87

paramegravetres doivent ecirctre consideacutereacutes pour une eacutevaluation plus complegravete des coucircts drsquoexploitation

avant la mise en eacutechelle du proceacutedeacute Ces paramegravetres sont entre autres les frais lieacutes au transport

des intrants lrsquousinage des eacutelectrodes la manutention du MF la main drsquoœuvre ainsi que drsquoautres

frais connexes

89

17 Conclusions geacuteneacuterales

Une revue de litteacuterature reacutealiseacutee sur les caracteacuteristiques des lixiviats et leurs meacutethodes de

traitement ont montreacute la nature complexe de ces effluents et la difficulteacute de les traiter en utilisant

uniquement une technologie de traitement Une approche de couplage technologique est

neacutecessaire afin de traiter efficacement les lixiviats et rencontrer les objectifs environnementaux

de rejets Dans cette preacutesente eacutetude les proceacutedeacutes de biofiltration (BF) et drsquoeacutelectrocoagulation

(EC) ont eacuteteacute mis en synergie pour parvenir agrave ces fins En plus de leur compleacutementariteacute ces deux

proceacutedeacutes preacutesentent chacun de nombreux avantages Toutefois quelques incertitudes

technologiques lieacutees agrave ce couplage meacuteritaient une investigation deacutetailleacutee en laboratoire avant une

eacuteventuelle mise agrave lrsquoeacutechelle Pour ce faire nous avons eacutetudieacute en deacutetails lrsquoefficaciteacute de chaque

proceacutedeacute et son impact selon sa position dans la filiegravere de traitement Deux sceacutenarios ont eacuteteacute

deacutefinis le sceacutenario 1 consistait agrave placer la BF avant lrsquoEC et le sceacutenario 2 consistait agrave placer lrsquoEC

avant la BF

Lors de lrsquoeacutetude du sceacutenario 1 la BF a enregistreacute des performances tregraves satisfaisantes en termes

drsquoabattement drsquoazote ammoniacal (94 plusmn 9) de DBO5 (94 plusmn 8) de turbiditeacute (95 plusmn 11) et du

phosphore (98 plusmn 16) avec des concentrations initiales respectives de 342 plusmn 64 mg NL 70 plusmn 38

mg O2L 107 plusmn 65 NTU 233 plusmn 14 mg P-PO4L Cependant lrsquoabattement de la DCO eacutetait faible

avec un taux moyen drsquoabattement infeacuterieur agrave 20 Le caractegravere reacutefractaire du lixiviat combineacute agrave

un pheacutenomegravene de lixiviation des substances humiques contenues dans le media filtrat (tourbe et

copeaux de bois) sont suspecteacutes ecirctre agrave lrsquoorigine du faible taux drsquoeacutelimination de la DCO

Apregraves le traitement biologique le lixiviat obtenu a eacuteteacute utiliseacute pour alimenter le reacuteacteur drsquoEC

Trois anodes ont eacuteteacute testeacutees pendant les expeacuteriences drsquoEC (Al Fe et alliage de Mg) Les effets de

densiteacute de courant et de temps drsquoeacutelectrolyse ont eacuteteacute eacutetudieacutes pour chaque anode afin drsquoidentifier

90

les meilleures conditions de traitement Concernant lrsquoanode en Mg les meilleures conditions

opeacuteratoires retenues eacutetaient i = 10 mAcm2 et t = 30 min Dans ces conditions opeacuteratoires 53

drsquoabattement de DCO et 85 drsquoabattement de la couleur ont eacuteteacute obtenus Cependant une

augmentation significative du pH est enregistreacutee en utilisant lrsquoanode en Mg Le pH est passeacute de

84 plusmn 023 avant traitement agrave 106 plusmn 015 apregraves traitement Cette hausse du pH est principalement

due agrave la formation drsquoions hydroxydes (geacuteneacutereacutes agrave la cathode) neacutecessaires agrave la preacutecipitation des

hydroxydes de magneacutesium Dans nos conditions opeacuteratoires les hydroxydes de Mg se formaient

agrave des pH autour de 10 Il est important de souligner ici que lrsquoalcaliniteacute a une influence neacutegative

sur les performances drsquoEC en utilisant une anode en Mg Elle retarde la formation des

hydroxydes de Mg responsables de la deacutepollution des effluents et entraine des problegravemes

drsquoencrassement des eacutelectrodes avec la formation de tartres comme le (MgCO3 et le CaCO3) qui

se deacuteposent sur les eacutelectrodes

Suite aux difficulteacutes rencontreacutees avec lrsquoanode en Mg des anodes en Al et en Fe ont eacuteteacute eacutetudieacutees

lors de lrsquoEC du lixiviat bio-filtreacute Suite aux essais reacutealiseacutes les conditions opeacuteratoires retenues

sont i = 10 mAcm2 et t = 20 min pour lrsquoAl et i = 8 mAcm


conditions 70 et 65 drsquoabattement de la DCO sont enregistreacutes en utilisant respectivement les

eacutelectrodes drsquoAl et de Fe Ces anodes se sont montreacutees moins sensibles agrave la hausse du pH et de la

preacutesence de lrsquoalcaliniteacute

Le fractionnement de la matiegravere organique du lixiviat brut a reacuteveacuteleacute des concentrations de 17 mg

CL drsquoacides humiques (AH) 144 mg CL de composeacutes hydrophiles (Hyl) et 144 mg CL

drsquoacides fulviques (AF) ce qui correspond agrave 5 drsquoAH 45 drsquoAF et 36 de Hyl et ce en

termes de COT Apregraves BF une augmentation de la fraction des AH a eacuteteacute enregistreacutee confirmant

ainsi lrsquohypothegravese selon laquelle les substances humiques (issues du biofiltre) sont relargueacutees

91

dans le lixiviat traiteacute Cependant les fractions des AF et Hyl ont eacuteteacute reacuteduites de 29 et 53

respectivement Apregraves EC la fraction des AH a eacuteteacute complegravetement eacutelimineacutee avec les deux anodes

(Fe ou Al) tandis que les fractions des AF et Hyl eacutetaient partiellement eacutelimineacutees avec des taux

drsquoabattement du COT variant de 57 agrave 60 et 37 agrave 46 respectivement Agrave travers cette eacutetude on

peut conclure que les composeacutes ayant des faibles poids moleacuteculaires (Hyl) sont

preacutefeacuterentiellement eacutelimineacutes par BF tandis que lrsquoEC est plus efficace pour lrsquoabattement des

composeacutes qui preacutesentent des poids moleacuteculaires eacuteleveacutes agrave telles que les substances humiques (AH

et AF)


bio-filtreacute Dans lrsquooptique de minimiser cette reacuteaction parasite (non deacutesireacutee) diffeacuterentes cathodes

ont eacuteteacute eacutetudieacutees (Al Fe Inox Cu et TiPt) Le TiPt est la cathode qui produit moins drsquoions

ammonium (lt 3 mg NL) agrave cause de sa faible surtension drsquohydrogegravene La formation de NH4 peut

ecirctre aussi minimiseacutee en reacuteduisant la surface de la cathode et la densiteacute de courant Cependant la

reacuteduction de la surface cathodique et de la densiteacute de courant induit une reacuteduction de

lrsquoabattement de la DCO

Lrsquoeacutetude du sceacutenario 2 consistait agrave installer le proceacutedeacute drsquoEC en amont du proceacutedeacute de BF Les

conditions opeacuteratoires retenues pour lrsquoEC du lixiviat brut avec une anode en Al sont i = 8

mAcm2 et t = 20 min Dans ces conditions un taux drsquoabattement de la DCO totale de 37 plusmn 2 a

eacuteteacute obtenu avec une concentration initiale de 1522 mg O2L Des expeacuteriences de fractionnement

de la matiegravere organique ont montreacute que lrsquoabattement de la DCO est principalement lieacute agrave la DCO

insoluble et la fraction des acides humiques Concernant les autres types de polluants lrsquoEC a

permis drsquoatteindre des taux drsquoabattement satisfaisants notamment pour la turbiditeacute (82 plusmn 9) la

couleur vraie (60 plusmn 12) le zinc (95 plusmn 3) et le phosphore total (82 plusmn 5) avec des

92

concentrations initiales respectives de 178 plusmn 54 NTU 1620 plusmn 420 UCV 146 plusmn 006 mgL 489

plusmn 036 mg P-PO4L Le traitement subseacutequent par BF a eacuteteacute tregraves efficace pour lrsquoeacutelimination de la

matiegravere organique biodeacutegradable avec plus de 97 drsquoabattement de la DBO5 En revanche

seulement 42 plusmn 7 drsquoabattement de la DCO reacutesiduelle a eacuteteacute enregistreacute Malgreacute une tregraves faible

concentration de phosphore (09 plusmn 027 mg PL) et une forte concentration drsquoions Al3+

(125 plusmn

076 mgL) dans le lixiviat eacutelectro-coaguleacute le processus de nitrification nrsquoa pas eacuteteacute affecteacute Une

eacutelimination quasi-totale de lrsquoazote ammoniacal a eacuteteacute obtenue avec une concentration initiale

moyenne de 595 plusmn 50 mg NL


158 $CAD pour les sceacutenarios 1 et 2 respectivement Ces coucircts obtenus avec une utilisation

drsquoanode en Al prennent en compte lrsquoaeacuteration du biofiltre le renouvellement des anodes la

consommation drsquoeacutenergie le remplacement du meacutedia filtrant et le traitement des reacutesidus

meacutetalliques Les coucircts relatifs au proceacutedeacute drsquoEC repreacutesentent plus de 70 du coucirct total de la

filiegravere de traitement

171 Les limites de lrsquoeacutetude

Les travaux reacutealiseacutes pendant cette thegravese preacutesentent quelques limites mentionneacutees ci-apregraves

Bien que les biofiltres nrsquoont montreacute aucun signe de colmatage pendant lrsquoeacutetude des

sceacutenarios 1 et 2 qui ont dureacute respectivement 350 et 120 jours on ignore le comportement

de ces derniers avec des temps drsquoopeacuteration plus longs Surtout dans le cas du sceacutenario 1

ougrave un pheacutenomegravene de cristallisation des copeaux de bois situeacutes agrave la surface du biofiltre a

eacuteteacute constateacute Un suivi prolongeacute des biofiltres est neacutecessaire afin de deacuteterminer leur dureacutee

de vie

93

La mecircme probleacutematique est redouteacutee avec le proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation Mecircme si les

expeacuteriences de laboratoire ont monteacute que les anodes en aluminium et en fer sont moins

sensibles agrave lrsquoalcaliniteacute par rapport agrave lrsquoanode en magneacutesium ces derniers peuvent subir des

pheacutenomegravenes drsquoencrassement dans le long ou moyen terme si le proceacutedeacute est opeacutereacute en

mode continu Cet encrassement peut ecirctre limiteacute avec un entretien reacutegulier du reacuteacteur

drsquoEC avec comme conseacutequence une hausse des coucircts drsquoexploitation du proceacutedeacute

Les lixiviats utiliseacutes pendant cette eacutetude srsquoagissaient de lixiviat mature (LES 1) voir

intermeacutediaire (LES 2) il serait inteacuteressant drsquoexpeacuterimenter un lixiviat jeucircne avec des

teneurs plus conseacutequentes en DCO DBO NH4 et meacutetaux afin drsquoeacutevaluer les performances

du proceacutedeacute de couplage

La fraction des composeacutes hydrophobes nrsquoont pas eacuteteacute pris en consideacuteration lors de lrsquoeacutetude

du fractionnement de la matiegravere organique dissoute

Certaines espegraveces azoteacutees nrsquoont pas eacuteteacute analyseacutees lors des bilans drsquoazote reacutealiseacutes dans le

biofiltre et pendant lrsquoeacutetude de la reacuteduction eacutelectrochimique des nitrates Par exemple la

mesure du N2 produit dans le biofiltre pourrait donner des informations pertinentes sur le

degreacute de deacutenitrification

Lrsquoestimation des coucircts drsquoexploitation du proceacutedeacute nrsquoa pas pris en compte certaines

deacutepenses comme les frais lieacutes au transport des intrants lrsquousinage des eacutelectrodes la

manutention du MF la main drsquoœuvre ainsi que drsquoautres frais connexes

94

172 Recommandations pour les travaux futurs

Investiguer en deacutetail le pheacutenomegravene de relargage des substances humiques agrave partir du

meacutedia filtrant afin de minimiser son impact sur lrsquoaugmentation de la DCO apregraves

biofiltration

Expeacuterimenter drsquoautres cathodes agrave faible surtension drsquohydrogegravene tel que le nickel (moins

chegravere que le titane platineacute) afin de reacuteduire la reacuteaction de reacuteduction eacutelectrochimique des

nitrates en ammonium

Expeacuterimenter drsquoautres cathodes qui peuvent permettre de reacuteduire seacutelectivement les

nitrates en azote gazeux avec un minimum de formation drsquoazote ammoniacal

Eacutetudier le pheacutenomegravene de relargage du zinc lors de la biofiltration Il serait pertinent de

reacutealiser des essais drsquoabsorption sur tourbe afin de veacuterifier lrsquohypothegravese selon laquelle les

ions Zn2+

sont substitueacutes par les ions Al3+

et Fe2+

qui semblent avoir une meilleure

affiniteacute drsquoadsorption sur la tourbe

Vu la forte teneur drsquoazote ammoniacal dans les lixiviats il serait inteacuteressant de reacutecupeacuterer

et de valoriser ce nutriment Par exemple la hausse du pH constateacutee lors de lrsquoutilisation

de lrsquoanode en Mg peut aider agrave volatiliser le NH3 et de lrsquoabsorber dans une solution acide

(H2SO4 par exemple) afin de former du sulfate drsquoammonium ((NH4)2SO4) qui peut ecirctre

utiliseacute comme agent de fertilisation des sols

Eacutetudier et identifier la meilleure approche possible pour le traitement des reacutesidus

meacutetalliques formeacutes apregraves eacutelectrocoagulation

95

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111

Partie II

ARTICLES

113

CHAPITRE 2

UTILISATION DES PROCEDES ELECTROCHIMIQUES ET LEURS

COMBINAISONS AVEC LES PROCEDES BIOLOGIQUES POUR LE

TRAITEMENT DES LIXIVIATS DE SITES DrsquoENFOUISSEMENT SANITAIRES

ndash REVUE DE LITTERATURE

Le chapitre 2 est constitueacute drsquoune revue de litteacuterature eacutelargie reacutealiseacutee sur le traitement des

lixiviats avec lrsquoutilisation des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques (eacutelectrocoagulation eacutelectro-

oxydation and eacutelectro-Fenton) et leurs combinaisons avec des proceacutedeacutes biologiques Ces

travaux ont eacuteteacute publieacutes dans la revue des sciences de lrsquoeau

Oumar Dia Patrick Drogui Rino Dubeacute et Gerardo Buelna (2016)

Utilisation des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et leurs combinaisons avec les proceacutedeacutes

biologiques pour le traitement des lixiviats de sites drsquoenfouissement sanitaires -

revue de litteacuterature Revue des Sciences de lrsquoEau 29 63-89 DOI

1072021035717ar

115

2 UTILISATION DES PROCEDES ELECTROCHIMIQUES ET

LEURS COMBINAISONS AVEC LES PROCEDES BIOLOGIQUES

POUR LE TRAITEMENT DES LIXIVIATS DE SITES

DrsquoENFOUISSEMENT SANITAIRES ndash REVUE DE LITTERATURE

21 Reacutesumeacute

Les lixiviats des sites drsquoenfouissement sanitaires contiennent divers types de composeacutes

organiques et inorganiques susceptibles de polluer les milieux aquatiques srsquoils ne sont pas

convenablement traiteacutes Depuis quelques anneacutees on note une utilisation croissante des

techniques eacutelectrochimiques avec des reacutesultats satisfaisants pour le traitement des

lixiviats Parmi les avantages lieacutes agrave lrsquoutilisation de ces proceacutedeacutes on peut citer une faible

emprise au sol un temps de traitement court une utilisation limiteacutee voire inexistante de

reacuteactifs chimiques et une faciliteacute drsquoautomatisation La capaciteacute agrave traiter les composeacutes

organiques bio-reacutefractaires et agrave augmenter la biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent constitue un

atout majeur lors du traitement de certains types de lixiviats Dans cette revue de

litteacuterature un accent particulier sera porteacute sur les trois proceacutedeacutes eacutelectrochimiques les plus

utiliseacutes pour le traitement des lixiviats agrave savoir lrsquoeacutelectro-oxydation (EO) lrsquoeacutelectro-

Fenton (EF) et lrsquoeacutelectrocoagulation (EC) Pour chacun des proceacutedeacutes les diffeacuterents

paramegravetres opeacuteratoires qui influencent lrsquoefficaciteacute du traitement sont eacutelucideacutes Drsquoune

faccedilon globale les proceacutedeacutes eacutelectrochimiques sont influenceacutes entre autres par lrsquointensiteacute

du courant appliqueacute le type drsquoeacutelectrode utiliseacute la distance inter-eacutelectrode le temps de

traitement le pH et la conductiviteacute du milieu Le couplage des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques

et biologiques pour le traitement des lixiviats a eacuteteacute investigueacute Lrsquointeacutegration de ces deux

proceacutedeacutes permet drsquoaugmenter les performances eacutepuratoires tout en reacuteduisant les coucircts et

les temps de traitement Toutefois des eacutetudes approfondies sont neacutecessaires afin

116

drsquooptimiser ces couplages et drsquoeacuteclaircir lrsquoinfluence du traitement biologique sur le

traitement eacutelectrochimique et vice-versa

22 Mots cleacutes

Lixiviat site drsquoenfouissement traitement eacutelectrochimique traitement biologique eacutelectro-

oxydation eacutelectrocoagulation oxydation anodique eacutelectro-Fenton

117

23 Introduction

Lrsquoenfouissement est lrsquoun des principaux modes de gestion des deacutechets dans plusieurs

pays du monde (Orkun et Kuleyin 2012) Les deacutechets enfouis subissent divers processus

de transformations chimiques et biologiques agrave lrsquointeacuterieur de la deacutecharge (Kjeldsen et al

2002) La percolation de lrsquoeau de pluie agrave travers la deacutecharge entraicircne la production drsquoun

effluent chargeacute en matiegraveres organiques et mineacuterales appeleacute lixiviat (Lema et al 1988)

Vu lrsquoimpact neacutegatif que ces lixiviats peuvent preacutesenter pour lrsquoenvironnement une

attention particuliegravere doit ecirctre porteacutee sur les sites drsquoenfouissement des deacutechets afin de

preacuteserver toute intrusion des lixiviats dans les nappes phreacuteatiques (Lema et al 1988) La

composition physico-chimique des lixiviats varie drsquoune deacutecharge agrave une autre La teneur

en polluants dans les lixiviats est fortement influenceacutee par lrsquoacircge de la deacutecharge (Kjeldsen

et al 2002) Ainsi les lixiviats issus des deacutecharges laquo jeunes raquo sont caracteacuteriseacutes par une

forte concentration en matiegraveres organiques principalement biodeacutegradables (Harmsen

1983) Avec le vieillissement de la deacutecharge on note une diminution des concentrations

du lixiviat et la preacutesence de divers composeacutes organiques reacutefractaires (Ehrig 1989) Les

proceacutedeacutes biologiques sont traditionnellement utiliseacutes pour le traitement des lixiviats

Parmi les proceacutedeacutes biologiques couramment utiliseacutes on peut citer le lagunage (Robinson

et Grantham 1988) les boues activeacutees (Hosomi et al 1989) les lits bacteacuteriens

(Martienssen et al 1995) etc Les proceacutedeacutes biologiques preacutesentent comme principal

atout lrsquoefficaciteacute de traiter les polluants organiques biodeacutegradables avec un coucirct rentable

(Kurniawan et al 2010) Ils sont aussi efficaces pour le traitement des lixiviats issus des

deacutecharges laquojeunesraquo caracteacuteriseacutes par leur biodeacutegradabiliteacute Cependant leur utilisation est

limiteacutee pour lrsquoeacutepuration des lixiviats composeacutes de grands pourcentages de composeacutes bio-

118

reacutefractaires (Xiao et al 2013) Pour faire face agrave ce problegraveme quelques proceacutedeacutes physico-

chimiques ont eacuteteacute expeacuterimenteacutes au cours de ces derniegraveres anneacutees pour le traitement des

lixiviats de sites drsquoenfouissement sanitaires Les proceacutedeacutes membranaires les proceacutedeacutes

drsquooxydation avanceacutee et les proceacutedeacutes eacutelectrochimiques occupent une place importante

dans ces nouvelles technologies de traitement Les membranes filtrantes (microfiltration

ultrafiltration nanofiltration et osmose inverse) permettent de transfeacuterer les polluants

drsquoune phase agrave une autre sans pour autant les deacutegrader De plus les pheacutenomegravenes de

colmatage des membranes rendent leur utilisation deacutelicate (Renou et al 2008) Les

proceacutedeacutes drsquooxydation avanceacutee permettent une deacutegradation partielle ou totale des

polluants avec lrsquoutilisation drsquooxydants puissants comme lrsquoozone et le radical hydroxyle

combineacutes avec les radiations ultraviolettes et les ultrasons Malgreacute les bonnes efficaciteacutes

des proceacutedeacutes drsquooxydation avanceacutee ils neacutecessitent une grande consommation eacutenergeacutetique

lieacutee agrave lrsquoutilisation des geacuteneacuterateurs drsquoozone des lampes UV et des geacuteneacuterateurs drsquoultrasons

(Lopez et al 2004) Certains de ces proceacutedeacutes requiegraverent eacutegalement une utilisation

conseacutequente de peroxyde drsquohydrogegravene et de sulfate ferreux (proceacutedeacute Fenton) Quant aux

proceacutedeacutes eacutelectrochimiques ils permettent de geacuteneacuterer de faccedilon eacutelectrochimique des agents

reacuteactifs capables drsquoeacuteliminer efficacement les polluants Les avantages de tels proceacutedeacutes

reacutesident dans leurs aspects non polluants leurs faciliteacutes drsquoautomatisation des temps de

traitement reacuteduits et des besoins en reacuteactifs faibles (Drogui et al 2007) Lrsquoeacutelectro-

oxydation (EO) lrsquoeacutelectro-Fenton (EF) et lrsquoeacutelectrocoagulation (EC) sont les trois proceacutedeacutes

eacutelectrochimiques les plus couramment utiliseacutes pour le traitement des lixiviats

Lrsquoobjectif de cette revue de litteacuterature est double a) identifier les diffeacuterents paramegravetres

opeacuteratoires qui influencent lrsquoefficaciteacute de traitement des technologies eacutelectrochimiques

119

b) eacutetudier la faisabiliteacute et les performances du couplage des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et

biologiques pour le traitement des lixiviats de sites drsquoenfouissement sanitaires

121

24 Caracteacuteristiques des lixiviats de sites drsquoenfouissement

Le deacutebit et la composition des lixiviats sont influenceacutes par diffeacuterents paramegravetres tels que

la nature des deacutechets enterreacutes lrsquoacircge de la deacutecharge le climat local (tempeacuterature

humiditeacute preacutecipitation) le caractegravere geacuteologique du site le mode drsquoexploitation de la

deacutecharge (hauteur des deacutechets degreacute de compaciteacute) etc (Vadillo et al 1999 Xie et al

2010a)

On distingue quatre eacutetapes de deacutecomposition des deacutechets dans la deacutecharge au cours du

temps (1) la phase initiale aeacuterobie (2) la phase acidogegravene anaeacuterobie (3) la phase

meacutethanogegravene initiale et (4) phase meacutethanogegravene stable (Kjeldsen et al 2002) Mecircme

apregraves la phase de maturation stable drsquoune deacutecharge cette derniegravere continue agrave produire des

lixiviats Aux Etats-Unis les deacutecharges sont sur surveillance jusqursquoagrave 30 ans suivant leur

fermeture On estime qursquoapregraves cette peacuteriode la deacutecharge est compleacutetement stable et

qursquoune surveillance intensive nrsquoest plus neacutecessaire (Kjeldsen et al 2002)


groupes la matiegravere organique dissoute les macro-composeacutes inorganiques les meacutetaux

lourds et les composeacutes organiques xeacutenobiotiques Il est agrave noter que les concentrations de

ces diffeacuterents polluants peuvent varier fortement drsquoun site agrave un autre et mecircme au sein

drsquoune mecircme deacutecharge De ce fait il est difficile de deacutefinir une composition typique et

universelle des lixiviats Dans la litteacuterature les concentrations sont souvent donneacutees par

intervalles de valeurs

De nombreuses eacutetudes ont mis en eacutevidence la diminution de la concentration en polluants

organiques (DCO et DBO) avec lrsquoaugmentation de lrsquoacircge de la deacutecharge (Tableau 21)

122

Les lixiviats dits laquo jeunes raquo sont caracteacuteriseacutes par de fortes concentrations en polluants

organiques avec un grand pourcentage de matiegraveres biodeacutegradables composeacutees

essentiellement drsquoacide gras volatils (Harmsen 1983) La teneur eacuteleveacutee en matiegravere

organique est due agrave la fermentation anaeacuterobique des composeacutes organiques lors de la

phase acidogegravene Au cours des processus de fermentation et de meacutethanisation une grande

partie de la pollution organique est deacutegradeacutee par voie biologique par la flore microbienne

preacutesente dans la deacutecharge (Kjeldsen et al 2002) Avec le temps la deacutecharge se stabilise

produisant ainsi un lixiviat laquo mature raquo ou laquo stable raquo caracteacuteriseacute par une pollution

organique qui preacutesente une partie importante de composeacutes reacutefractaires difficilement

biodeacutegradables (Ehrig 1989) Le rapport de biodeacutegradabiliteacute (DBODCO) est

geacuteneacuteralement infeacuterieur agrave 01 dans les lixiviats stables

123


Age de la deacutecharge Pays pH Conductiviteacute

(mScm)

DCO DBO DBODCO

N-NH4 Reacutefeacuterences

(mgL) (mgL) (mgL)

Jeune Canada 57 ndash 64 - 15 000 13 500 09 350 (HENRY et PRASAD 2000)

Jeune Turquie 795 - 22 255 14 900 067 2 410 (KABDAŞLI et al 2008)

Jeune Coreacutee du Sud 72 ndash 76 - 21 300 ndash 26 940 9 250 ndash 11 650 043 1 635 ndash 1 810 (IM et al 2001)

Jeune Gregravece 49 ndash 67 23 ndash 355 44 000-115 000 9 500-80 800 021 ndash 07 1 400 ndash 10 250 (TATSI et al 2003)

Intermeacutediaire Canada 77 ndash 79 - 1 500 4 50 03 600 (HENRY et PRASAD 2000)

Intermeacutediaire Portugal 85 361 21 700 6500 03 1 200 (FERNANDES et al 2014)

Intermeacutediaire Chine 6 4 ndash 73

2 566 960 037 386 (LI et al 2011)

Intermeacutediaire Italie 84 205 5 050 1 270 025 1 330 (FRASCARI et al 2004)

Mature France 82 - 4 100 200 005 1 040 (AMOKRANE et al 1997)

Mature Japon 81 - 86 - 221 26 001 ndash 012 104 - 332 (IMAI et al 1995)

Mature USA 77 131 2 300 46 002 1 060 (SINGH et al 2012)

Mature Finlande - 307 ndash 708 270 ndash 1 000 25 - 170 009 ndash 017 53 - 270 (HOILIJOKI et al 2000)

124

Les substances humiques (acides humiques et fulviques) repreacutesentent la majeure partie de

la pollution reacutefractaire des lixiviats (Barlaz et Ham 1993) Drsquoapregraves une eacutetude de

Christensen et al (1998) reacutealiseacutee sur un lixiviat en phase meacutethanogegravene le carbone

organique dissous (COD) est composeacute de 60 drsquoacide fulvique 30 de composeacutes

hydrophiles et 10 drsquoacide humique Les poids moleacuteculaires moyens des acides

fulviques des composeacutes hydrophiles et des acides humiques sont respectivement de 1

800 2 100 et 2 600 Da (Christensen et al 1998) Entre les phases de meacutethanisation et de

stabilisation le lixiviat produit est dit laquointermeacutediaireraquo Il est caracteacuteriseacute par un rapport de

biodeacutegradabiliteacute compris entre 01 et 05 avec des concentrations en DCO geacuteneacuteralement

infeacuterieures agrave 10 000 mgL

Lrsquohumiditeacute joue un rocircle important sur la vitesse de deacutecomposition des deacutechets (Wreford

et al 2000) Il srsquoavegravere que les deacutechets enterreacutes dans les reacutegions arides se deacutecomposent

moins lentement par rapport aux deacutechets enfouis dans un sol qui reccediloit beaucoup de

preacutecipitations (Kjeldsen et al 2002)


concentration en ions Cl- et NH4

+ (Vadillo et al 1999) Le pH acide obtenu lors de la

phase acidogegravene donne un caractegravere agressif aux lixiviats et favorise ainsi la dissolution

des composeacutes mineacuteraux (Kjeldsen et al 2002) Contrairement agrave la matiegravere organique la

concentration en azote ammoniacal ne baisse pas de maniegravere significative au cours du

temps (Burton et Watson-Craik 1998) Mecircme dans les lixiviats laquo matures raquo on retrouve

des concentrations eacuteleveacutees en azote ammoniacal (Amokrane et al 1997 Singh et al

2012) Cela est ducirc en partie agrave lrsquoammonification de substances azoteacutees comme les

proteacuteines et les acides amineacutes (Burton et Watson-Craik 1998) et le milieu anaeacuterobie de la

125

deacutecharge qui ne favorise pas les reacuteactions de nitrification De ce fait la pollution azoteacutee

est consideacutereacutee comme un polluant agrave long terme dans les deacutecharges (Kjeldsen et al

2002)

Le Tableau 22 preacutesente les gammes de concentrations en meacutetaux toxiques (Cd Cr Cu

Pb Ni Zn) pouvant ecirctre deacuteceleacutees dans les lixiviats Ces concentrations sont faibles et

sont pour la plupart infeacuterieures aux normes en vigueur portant sur la qualiteacute de lrsquoeau

potable (Ehrig 1983 Kjeldsen et al 2002 Oygard et al 2004 Rule 1979) Sur 20

deacutecharges eacutetudieacutees les concentrations en meacutetaux eacutetaient pour la plupart infeacuterieures agrave 1

mgL (Ehrig 1983) Ces faibles concentrations sont dues agrave une tregraves faible proportion

(002) de meacutetaux lixivieacutes par rapport agrave la teneur initiale introduite dans la deacutecharge

(Kjeldsen et al 2002) Ces faibles concentrations sont eacutegalement attribueacutees agrave

lrsquoadsorption des meacutetaux agrave la surface des colloiumldes et agrave la co-preacutecipitation des meacutetaux avec

certains composeacutes organiques et inorganiques preacutesents dans les lixiviats (Baun et

Christensen 2004 Calace et al 2001 Jensen et al 1999) Ces meacutetaux peuvent par

exemple preacutecipiter sous forme de sulfures et de carbonates Ces composeacutes sont

geacuteneacuteralement preacutesents en quantiteacutes non neacutegligeables dans les lixiviats (Kjeldsen et al

2002)

De nombreuses eacutetudes ont deacutemontreacute la toxiciteacute des lixiviats issus des sites

drsquoenfouissement sanitaires (Cleacutement et Merlin 1995 Oshode et al 2008 Plotkin et

Ram 1984) Cheung et al (1993) et Cleacutement et Merlin (1995) ont rapporteacute que la

concentration eacuteleveacutee en azote ammoniacal contribue de faccedilon consideacuterable agrave la toxiciteacute

des lixiviats La preacutesence des microorganismes pathogegravenes contribue aussi agrave la toxiciteacute

des lixiviats (Oshode et al 2008) Lors drsquoune eacutetude de la population bacteacuterienne drsquoun

126

lixiviat Oshode et al (2008) ont recenseacute 112 espegraveces bacteacuteriennes appartenant agrave 17

genres diffeacuterentes Certains microorganismes pathogegravenes recenseacutes (Bacillus cereus E

coli Staphylococus aureus Clostridium sordellihellip) produisent des substances toxiques

dans le milieu Drsquoautres facteurs comme le pH la conductiviteacute et la preacutesence de certains

meacutetaux lourds peuvent contribuer agrave la toxiciteacute des lixiviats (Kjeldsen et al 2002)

Tableau 2-2 Concentrations des meacutetaux lourds dans les lixiviats (Kjeldsen et al

2002)


Arsenic 10-2

- 1

Cadmium 10-4

- 04

Chrome 2 10-2

-15

Cobalt 5 10-3

-15

Cuivre 5 10-3

- 10

Plomb 10-3

- 5

Mercure 1510-5

- 016

Nickel 15 10-2

- 13

Zinc 310-2

- 103

Les lixiviats contiennent une large varieacuteteacute de composeacutes xeacutenobiotiques dont les plus

freacutequemment rencontreacutes sont les hydrocarbures aromatiques (benzegravene toluegravene

eacutethylbenzegravene xylegravenes etc) et les hydrocarbures halogeacuteneacutes comme le teacutetrachloroeacutethylegravene

et le trichloreacutethylegravene (Kjeldsen et al 2002)

127

25 Proceacutedeacute drsquoeacutelectro-Oxydation

Le proceacutedeacute drsquooxydation anodique est utiliseacute depuis quelques deacutecennies pour le traitement

de la couleur et de certains polluants organiques tels que le pheacutenol les cyanures et

lrsquoaniline (Canizares et al 2005b Lanza et Bertazzoli 2002) Ces derniegraveres anneacutees son

utilisation pour le traitement des lixiviats a donneacute des reacutesultats relativement satisfaisants

Il est souvent utiliseacute comme eacutetape de preacutetraitement pour reacuteduire la charge de la DCO et

de lrsquoazote ammoniacal ou encore comme traitement tertiaire pour la deacutegradation des

polluants organiques reacutecalcitrants (Fernandes et al 2012) On distingue deux types de

reacuteaction la reacuteaction drsquooxydation directe et la reacuteaction drsquooxydation indirecte (Figure 21)

Figure 2-1 Processus doxydation directe et indirecte

Dans une reacuteaction drsquooxydation directe lrsquooxydation se fait soit par conversion

eacutelectrochimique ou par combustion eacutelectrochimique (Comninellis 1994) Pendant la

conversion eacutelectrochimique les composeacutes organiques non biodeacutegradables sont

partiellement oxydeacutes en composeacutes plus biodeacutegradables tandis que lors de la combustion

eacutelectrochimique on assiste agrave une deacutegradation complegravete des polluants organiques sous

128

forme de CO2 et de H2O (Grimm et al 1998) La reacuteaction directe se fait en deux eacutetapes

une premiegravere eacutetape drsquooxydation anodique de la moleacutecule drsquoeau conduisant agrave la formation

de lrsquoespegravece reacuteactive OH qui srsquoadsorbe sur un site actif de lrsquoeacutelectrode laquo M(OH) raquo

(Eacutequation 21) et une seconde eacutetape ougrave le radical hydroxyle oxyde le polluant organique

laquo R raquo en laquo RO raquo (Eacutequation 22) La reacuteaction entre les composeacutes organiques oxydeacutes laquo RO

raquo et les radicaux hydroxyles peut conduire agrave une oxydation complegravete (Drogui et al 2007)

(Eacutequation 23)




Un pheacutenomegravene de compeacutetition peut avoir lieu pendant lrsquooxydation et diminuer ainsi

lrsquoefficaciteacute de deacutegradation des polluants (Drogui et al 2007) La formation drsquooxygegravene

est un exemple de reacuteaction parasite (Eacutequation 24)


Pendant lrsquooxydation indirecte les substances organiques sont deacutetruites par des

intermeacutediaires reacuteactifs tels que le peroxyde drsquohydrogegravene H2O2 lrsquoozone O3 lrsquoacide

peroxydisulfurique H2S2O8 lrsquoacide hypochloreux HClO lrsquoacide hypobromeux HBrO ou

drsquoautres oxydants formeacutes par eacutelectro-oxydation des composeacutes inorganiques preacutesents dans

la solution (Deng et Englehardt 2007 Drogui et al 2001 Farmer et al 1992 Grimm et

al 1998 Stucki et al 1987) (Eacutequations 25 agrave 27)

Eacutequation 2-5

Eacutequation 2-6

129

Eacutequation 2-7

Vu que lrsquoobjectif du traitement eacutelectrochimique est de deacutegrader les polluants organiques

il est preacutefeacuterable drsquoutiliser des eacutelectrodes qui ont une forte surtension drsquooxygegravene (Drogui

et al 2007) Les anodes les plus utiliseacutees sont les oxydes de titane et de rutheacutenium

recouverts de titane (DSA) les eacutelectrodes ternaires Sn-Pb-Ru recouverts de titane (SPR)

le diamant dopeacute au bore (BDD) le graphite etc (Feki et al 2009) Lrsquousage de ces

eacutelectrodes agrave forte surtension drsquooxygegravene implique la geacuteneacuteration drsquoespegraveces oxygeacuteneacutees

reacuteactives comme le radical hydroxyle responsables de la deacutegradation de la matiegravere

organique (Weiss 2006) Ces mateacuteriaux preacutesentent eacutegalement une stabiliteacute chimique par

rapport aux milieux acides et alcalins La cathode est souvent constitueacutee par un eacuteleacutement

meacutetallique simple comme lrsquoacier inoxydable le cuivre ou le titane (Chiang et al 1995

Moraes et Bertazzoli 2005 Tsai et al 1997) Le choix de lrsquoeacutelectrode peut influencer de

maniegravere significative les performances du traitement En utilisant diffeacuterents types

drsquoeacutelectrodes agrave lrsquoanode Chiang et al (1995) ont obtenu des taux deacutecroissants

drsquoabattement de la DCO selon cet ordre SPR gt DSA (oxyde de Ru et de Ti recouvert de

Ti) gt PbO2Ti gt Graphite Un taux drsquoabattement de 92 de la DCO et une eacutelimination

quasi complegravete de lrsquoazote ammoniacal sont obtenus avec lrsquoanode en SPR et une densiteacute

de courant de 150 mAcm2 Les taux drsquoabattement satisfaisants obtenus avec cette

eacutelectrode (SPR) sont lieacutes agrave la production drsquooxydants intermeacutediaires tels que HClO

formeacutes lors de lrsquooxydation indirecte Selon les auteurs le SPR preacutesente plus de capaciteacute agrave

geacuteneacuterer les oxydants intermeacutediaires par rapport aux autres eacutelectrodes eacutetudieacutees Pour

combiner agrave la fois les effets drsquoeacutelectro-oxydation et drsquoeacutelectrocoagulation Tsai et al (1997)

ont utiliseacute le fer et lrsquoaluminium comme anodes solubles ils ont obtenu un pourcentage

130

drsquoeacutelimination de la DCO variant de 30 agrave 50 Lrsquoeacutelectrode de diamant dopeacute au bore

(BDD) a eacuteteacute utiliseacutee par Cabeza et al (2007) pour le traitement de lrsquoazote ammoniacal

avec des performances deacutepassant 95 drsquoabattement

La concentration en ions chlorures (Cl-) et la densiteacute de courant appliqueacutee jouent

eacutegalement un rocircle important dans lrsquoefficaciteacute du traitement des lixiviats (Deng et

Englehardt 2007) Les lixiviats de deacutecharge peuvent contenir des concentrations en ions

chlorures variant entre 150 et 4 500 mgL (Kjeldsen et al 2002) Lrsquooxydation anodique

des ions chlorures en chlore gazeux est suivie de sa dismutation en solution et conduit agrave

la formation drsquoacide hypochloreux (HClO) Cependant le chlore peut reacuteagir avec des

composeacutes organiques et former des composeacutes organochloreacutes dont certains sont

potentiellement canceacuterigegravenes (Deng et Englehardt 2007) Selon Li et al (2001) la

concentration en ions chlorures a un effet positif sur lrsquoabattement de la DCO jusqursquoagrave une

concentration de 5 000 mgL Au-delagrave de cette valeur lrsquoajout suppleacutementaire de chlorures

nrsquoameacuteliore pas la performance du proceacutedeacute En preacutesence drsquoion sulfates ceux-ci peuvent

eacutegalement ecirctre oxydeacutes en acide persulfurique (H2S2O8) sur une anode constitueacutee de bore

dopeacute en diamant (BDD) (Serrano et al 2002) Lrsquoacide persulfurique est un oxydant

puissant pouvant ecirctre utiliseacute pour lrsquooxydation de la matiegravere organique dans les lixiviats

En somme les composeacutes organiques peuvent ecirctre directement oxydeacutes agrave lrsquoanode et

indirectement oxydeacutes en solution par lrsquoacide hypochloreux ou par lrsquoacide persulfurique

Comme tous les proceacutedeacutes eacutelectrochimiques lrsquointensiteacute appliqueacutee est un facteur majeur de

lrsquoopeacuteration La gamme de densiteacute de courant utiliseacutee dans le traitement des lixiviats varie

drsquoun minimum de 5 mAcm2 agrave un maximum de 540 mAcm

2 (Deng et Englehardt 2007)

Lrsquoaugmentation de la densiteacute de courant augmente les performances de deacutepollution en

131

termes de DCO drsquoazote ammoniacal et de couleur (Chiang et al 1995 Moraes et

Bertazzoli 2005) Drsquoapregraves une eacutetude de Chiang et al (1995) en augmentant la densiteacute de

courant de 50 agrave 150 mAcm2 le taux drsquoeacutelimination de lrsquoazote ammoniacal a doubleacute de 40

agrave 80 tandis que lrsquoabattement de la DCO a augmenteacute de 25 agrave 35 Cependant

lrsquoaugmentation du courant peut engendrer la coloration de la solution suite agrave la corrosion

de lrsquoanode Bashir et al (2009) ont observeacute une coloration du lixiviat et une chute de

lrsquoabattement de la DCO due agrave la corrosion de lrsquoanode en graphite utiliseacutee Un pheacutenomegravene

similaire est observeacute par Rada et al (2013) suite agrave la corrosion de lrsquoeacutelectrode en acier

Ces effets neacutefastes lieacutes agrave la corrosion des eacutelectrodes montrent lrsquoimportance de choisir des

eacutelectrodes qui preacutesentent agrave la fois une forte surtension en oxygegravene et une bonne stabiliteacute

chimique Il est agrave noter que travailler avec des densiteacutes de courant faibles peut ecirctre

neacutefaste pour lrsquoopeacuteration drsquoEO (Cossu et al 1998) ont observeacute une coloration de la

solution et un deacutepocirct de preacutecipiteacute marron sur la surface des anodes de TiPbO2 et TiSnO2

en travaillant avec une densiteacute de courant infeacuterieure agrave 5 mAcm2

Le temps de traitement a aussi une influence sur lrsquoefficaciteacute du traitement Son

augmentation favorise geacuteneacuteralement la deacutegradation des polluants En augmentant le

temps de traitement de 05 agrave 4h Chiang et al (1995) ont observeacute une augmentation de 5 agrave

30 du taux drsquoeacutelimination de la DCO et drsquoenviron 20 pour lrsquoazote ammoniacal

Lrsquoinfluence du pH sur le traitement reste un sujet controverseacute (Deng et Englehardt

2007) Drsquoapregraves Cossu et al (1998) seule une leacutegegravere augmentation de la vitesse de

deacutegradation de la DCO est obtenue apregraves avoir fait varier le pH du lixiviat de 83 agrave 30

Cependant Li et al (2001) et Vlyssides et al (2003) suggegraverent des pH acides pour

lrsquooptimisation de la consommation eacutelectrique et lrsquoabattement de la DCO La modeste

132

hausse de lrsquoabattement de la DCO en milieu acide est attribueacutee agrave la faible concentration

en ions carbonates et bicarbonates retrouveacutes pour de faibles valeurs de pH Ces espegraveces

alcalines peuvent entrer rapidement en reacuteaction avec les radicaux hydroxyles produits et

limiter ainsi lrsquoefficaciteacute de la deacutegradation des composeacutes organiques (Cossu et al 1998)

Le Tableau 23 reacutesume les reacutesultats de quelques eacutetudes sur lrsquoeacutelectro-oxydation des

lixiviats

133

Tableau 2-3 Reacutesumeacute des reacutesultats de quelques eacutetudes sur lrsquoeacutelectro-oxydation des lixiviats de site drsquoenfouissement

Anode Cathode

Volume de

travail

(L)

pH

(initial)

Dureacutee de

traitement

(min)

Conc DCO

initiale

(mgL)

Abattement

DCO

()

Conc N-NH4

initiale

(mgL)

Abattement

N-NH4

()

Intensiteacute ou

densiteacute de

courant

Reacutefeacuterences

Graphite Acier 06 8 240 4 100 ndash 5 000 21 2 100 ndash 3 000 11 75 mAcm2 (CHIANG et al

1995)

PbO2Ti Acier 06 8 240 4 100 ndash 5 000 274 2 100 ndash 3 000 331 75 mAcm2 (CHIANG et al

1995)

Ru-Ti (DSA) Acier 06 8 240 4 100 ndash 5 000 29 2 100 ndash 3 000 361 75 mAcm2 (CHIANG et al

1995)

Sn-Pb-Ru (SPR)

Acier 06 8 240 4 100 ndash 5 000 303 2 100 ndash 3 000 376 75 mAcm2 (CHIANG et al

1995)

BDD Acier

inox - 835 480 - - 1 934 80 60 mAcm2

(CABEZA et al

2007)

BDD Acier

inox - 835 360 - - 1 934 gt 98 90 mAcm2

(CABEZA et al

2007)

Al Cu 2 82 ndash 85 20 1 207 325 - - 458 mAcm2 (TSAI et al 1997)

Fe Cu 2 82 ndash 85 20 1 134 362 - - 737 mAcm2 (TSAI et al 1997)

TiPt Acier

inox 6 61 300 60 000 53 1 200 100

33 -54

mAcm2

(VLYSSIDES et al

2003)

Graphite Graphite 06 91 200 1 414 68 - - 799 mAcm2 (BASHIR et al

2009)

Acier inox Acier

inox 2 75 10 080 4 314 65 2 296 607 105 ndash 06 A (RADA et al 2013)

TiRuO2-

IrO2

Acier

inox 02 885 90 560 662 520 984 47 mAcm2

(ZHANG et al

2011)

BDD BDD 10 5 240 3 385 19 - - 63 A (ANGLADA et al

2011)

TiPt Acier

inox 02 9 60 2 740 635 135 80 40 mAcm2 (ALOUI et al 2009)

TiPt Acier inox

02 9 60 2 740 39 - - 15 mAcm2 (ALOUI et al 2009)

135

26 Proceacutedeacute drsquoeacutelectro-fenton

Lrsquoaction du reacuteactif de Fenton sur lrsquoacide tartrique a eacuteteacute observeacutee par Fenton en 1894

(Fenton 1894) Depuis lors cette technique est utiliseacutee pour deacutegrader diffeacuterents

composeacutes organiques preacutesents dans les eaux useacutees Dans le proceacutedeacute traditionnel de

Fenton le peroxyde drsquohydrogegravene H2O2 reacuteagit avec lrsquoion ferreux Fe2+

pour former le

radical hydroxyle OH qui est un oxydant puissant non seacutelectif (E asymp 273V) (Yamazaki et

Piette 1991) (Eacutequation 28) Ce dernier est capable de deacutegrader la majeure partie des

composeacutes organiques jusqursquoagrave lrsquoeacutetape ultime de la mineacuteralisation

Eacutequation 2-8

En dehors de la reacuteaction principale de Fenton une seacuterie de reacuteactions secondaires aura lieu

dans le milieu reacuteactionnel (Eacutequations 29 ndash 214) (Umar et al 2010)

Eacutequation 2-9

Eacutequation 2-10

Eacutequation 2-11

Eacutequation 2-12

Eacutequation 2-13

Eacutequation 2-14

Mecircme si la vitesse de formation du radical hydroxyle dans la Reacuteaction 8 est assez rapide

(k8= 70 M-1

s-1

) lrsquoion ferreux et le peroxyde drsquohydrogegravene entrent tregraves rapidement en

reacuteaction avec le radical OH agrave une cineacutetique tregraves rapide k10= 33 10

7 M

-1s

-1 pour H2O2

136

et k11= 32 108 M

-1s

-1 pour Fe

2+ (Eacutequations 210 ndash 211) (Buxton et al 1988) De plus

la reacuteaction de la reacutegeacuteneacuteration du Fe (II) agrave partir du Fe (III) par le peroxyde drsquohydrogegravene

(Eacutequation 29) se fait avec une cineacutetique lente (k9= 10-3

ndash 10-2

M-1

s-1

) (Walling et

Goosen 1973) Ces pheacutenomegravenes peuvent limiter la disponibiliteacute du radical hydroxyle

dans la solution et diminuer par conseacutequence lrsquoefficaciteacute de deacutegradation des polluants En

outre les quantiteacutes importantes de fer (II) et de peroxyde ajouteacutees pour maintenir la

productiviteacute du radical hydroxyle peuvent entraicircner un surplus de production des boues

drsquohydroxydes ferrique suite agrave la coagulation des colloiumldes par le fer (III) (Chou et al

1999)

Pour augmenter lrsquoefficaciteacute du proceacutedeacute conventionnel de Fenton une nouvelle technique

mettant en synergie le proceacutedeacute drsquoeacutelectro-oxydation et la reacuteaction de Fenton est mise au

point lrsquoeacutelectro-Fenton (EF) Cette meacutethode preacutesente comme principaux avantages la

geacuteneacuteration in situ du Fe (II) la reacutegeacuteneacuteration eacutelectrochimique du fer (II) agrave partir du fer

(III) et la formation in situ du peroxyde drsquohydrogegravene agrave partir de la reacuteduction de lrsquooxygegravene

dissous (Eacutequation 215) (Qiang et al 2003 Zhang et al 2006)

Eacutequation 2-15

Selon les besoins du traitement lrsquoopeacuteration drsquoeacutelectro-Fenton peut ecirctre reacutealiseacutee selon

quatre sceacutenarios possibles (Qiang et al 2003)

1) Ajout du Fe (II) et du peroxyde et reacutegeacuteneacuteration du Fe (II) par reacuteduction

cathodique du Fe (III)

2) Ajout du peroxyde et formation anodique de Fe (II) suivie de la reacutegeacuteneacuteration du

Fe (II) par reacuteduction cathodique du Fe (III)

137

3) Ajout du Fe (II) formation cathodique du peroxyde agrave partir de lrsquooxygegravene dissous

et reacutegeacuteneacuteration du Fe (II) par reacuteduction cathodique du Fe (III)

4) Formation cathodique du peroxyde agrave partir de lrsquooxygegravene dissous et formation

anodique du Fe (II) suivie de la reacutegeacuteneacuteration du Fe (II) par reacuteduction cathodique

du Fe (III)

Les eacutelectrodes utiliseacutees pour la reacutealisation de lrsquoeacutelectro-Fenton diffegraverent selon les besoins

du proceacutedeacute Ainsi le fer et ses alliages sont largement utiliseacutes comme anodes

sacrificielles pour la geacuteneacuteration eacutelectrochimique des ions ferreux (Atmaca 2009 Brillas

et Casado 2002 Lin et al 2000) Diffeacuterents types de cathodes tels que lrsquoacier

inoxydable le titane le graphite le feutre de carbone le carbone PTFE

(Polyteacutetrafluoroeacutethylegravene) etc sont utiliseacutes pour reacuteduire le fer (III) en fer (II) (Brillas et

Casado 2002 Chou et al 1999 Qiang et al 2003 Zhang et al 2012) Pour minimiser

lrsquooxydation du fer (II) en fer (III) agrave lrsquoanode Chou et al (1999) preacuteconisent un ratio de

surface anode cathode de 38 Concernant la geacuteneacuteration cathodique du peroxyde

drsquohydrogegravene les eacutelectrodes les plus couramment rencontreacutees sont le carbone vitreux

reacuteticuleacute et le carbone PTFE (Chou et al 1999)

Le proceacutedeacute drsquoeacutelectro-fenton est utiliseacute depuis quelques anneacutees pour traiter divers

polluants organiques Cependant son application pour le traitement des lixiviats nrsquoest pas

encore tregraves reacutepandue compareacutee agrave lrsquoutilisation du proceacutedeacute de Fenton classique (Umar et

al 2010) Les eacutetudes existantes effectueacutees sur les lixiviats montrent des reacutesultats

satisfaisants en termes drsquoabattement de la DCO de la couleur et des germes pathogegravenes

(Aziz et al 2013 Mohajeri et al 2010 Trabelsi et al 2012 Yoon et al 1998 Zhang

138

et al 2012) Le Tableau 24 reacutesume les reacutesultats obtenus de quelques eacutetudes drsquoeacutelectro-

Fenton reacutealiseacutees sur des lixiviats issus de sites drsquoenfouissement

139

Tableau 2-4 Reacutesumeacute des reacutesultats de quelques eacutetudes sur le traitement de lixiviats de site drsquoenfouissement par eacutelectro-Fenton

Anode Cathode Type de

lixiviat

Volume

de travail

(L)

pH de

travail

Dureacutee de

traitement

(min)

Conc DCO

initiale

(mgL)

Abattement

DCO

()

Conc

H2O2

(molL)

Ratio

molaire

H2O2

Fe2+

Intensiteacute ou

densiteacute

eacutelectrique


Pt Feutre de

carbone

Lixiviat

brut 04 3 480 10 200 78 - - 76 mAcm

2

(TRABELSI et

al 2012)

Ti

TiRuO2-

IrO2-SnO2-

TiO2

Lixiviat

brut 08 3 40 2 720 62 017 6 1 A

(ZHANG et al

2012a)

TiRuO2-

IrO2

TiRuO2-

IrO2

Lixiviat

brut 02 3 75 5 000 872 034 12 42 mAcm

2

(ZHANG et al

2006)

Al Al Lixiviat

brut 05 3 43

2 820 ndash 3

150 94 - 1 49 mAcm

2

(MOHAJERI et

al 2010)

Fe Fe Lixiviat

coaguleacute 1 4 30 950 683 0022 -

1136

mAcm2

(LIN et Chang

2000)

Fe Fe Lixiviat

brut 05 3 20 2 350 72 0058 - 3 A

(ATMACA

2009)

Fe Fe Lixiviat

brut 09 34 60 11 000 7421 0147 - 20 mAcm

2

(ORKUN et

KULEYIN

2012)

TiRuO2-

IrO2 Acier inox

Lixiviat

brut 08 3 140

3 424 ndash 3

680 asymp 82 034 12 192 mAcm

2

(ZHANG et al

2012b)

Fe Fe Lixiviat

brut 1 3 20 2 350 70 0058 - 2 A (ALTIN 2008)

140

Les principaux facteurs qui influencent lrsquoefficaciteacute du traitement sont le pH lrsquointensiteacute

du courant les doses de reacuteactifs utiliseacutees le ratio molaire H2O2Fe2+

et la distance inter-

eacutelectrode

Le pH est lrsquoun des facteurs les plus influents sur lrsquoefficaciteacute du proceacutedeacute de Fenton Les

pH faibles sont favorables agrave la formation du peroxyde drsquohydrogegravene car la reacuteduction de

lrsquooxygegravene en peroxyde se fait en milieu acide (Eacutequation 215) (Wang et al 2010) La

gamme de pH optimale est tregraves restreinte elle se situe entre 2 et 45 (Deng et Englehardt

2006) Des valeurs de pH supeacuterieures ou infeacuterieures agrave la gamme optimale entraicircnent des

reacutepercussions sur la qualiteacute du traitement Agrave des pH tregraves acides (pH lt 2) le pieacutegeage des

radicaux hydroxyles par les protons H+ est acceacuteleacutereacute (Tang et Huang 1996) et les ions

ferreux forment des complexes stables avec le peroxyde drsquohydrogegravene limitant ainsi la

reacuteaction de Fenton (Nidheesh et Gandhimathi 2012) Si le pH est supeacuterieur au pH

optimal (pH gt 45) la reacutegeacuteneacuteration du fer (II) agrave partir du Fe (III) est limiteacutee par le

pheacutenomegravene de coagulation des colloiumldes par les ions fer (II) et fer (III) (Mollah et al

2001) Les autres effets deacutefavorables lieacutes agrave lrsquoaugmentation du pH sont lrsquoauto-

deacutecomposition du peroxyde drsquohydrogegravene en H2O et O2 (Deng et Englehardt 2006) le

pieacutegeage des radicaux hydroxyles par les ions carbonates et bicarbonates (CO32-

et HCO3-

) (Deng et Englehardt 2006) et la diminution du potentiel drsquooxydation du radical

hydroxyle (Kim et Vogelpohl 1998) Dans les mecircmes conditions opeacuteratoires Zhang et

al (2012) ont observeacute des taux drsquoabattement de la DCO de 17 et 58 avec des pH

respectifs de 8 et 3 Cependant en travaillant avec un pH de 5 le taux drsquoabattement est de

55 mais la vitesse de reacuteaction est moins eacuteleveacutee par rapport agrave lrsquoessai reacutealiseacute agrave pH 3 Cela

montre lrsquoinfluence du pH sur le traitement drsquoEF Selon Atmaca (2009) une eacutelimination de

141

64 de la DCO a eacuteteacute obtenue agrave pH 3 tandis que lrsquoabattement eacutetait aux alentours de 10 agrave

pH 2 (limite de la gamme optimale)

Drsquoune faccedilon geacuteneacuterale lrsquoaugmentation du courant eacutelectrique agrave un effet positif sur

lrsquoefficaciteacute du proceacutedeacute EF Elle permet de former plus de peroxyde drsquohydrogegravene agrave partir

de la reacuteduction de lrsquoO2 dissous Les vitesses de geacuteneacuteration du fer (II) agrave lrsquoanode

sacrificielle et la reacutegeacuteneacuteration cathodique du fer (II) sont proportionnelles agrave

lrsquoaugmentation du courant (Atmaca 2009 Nidheesh et Gandhimathi 2012) Neacuteanmoins

une forte valeur de courant peut ne pas avoir un effet significatif sur les performances du

proceacutedeacute (Atmaca 2009 Zhang et al 2006) Atmaca (2009) a observeacute une limite

drsquoabattement de la DCO pour une valeur drsquointensiteacute de courant supeacuterieure agrave 2 A avec une

anode en fer En effet au-delagrave de cette intensiteacute il peut se former des reacuteactions parasites

telles que lrsquooxydation du peroxyde drsquohydrogegravene en oxygegravene et la reacuteduction des H+ en H2

ayant comme conseacutequence la reacuteduction du potentiel de formation des radicaux

hydroxyles et la diminution de lrsquoaciditeacute du milieu Une valeur optimale drsquointensiteacute de

courant doit ecirctre preacutecieusement deacutetermineacutee afin drsquoavoir un maximum drsquoabattement tout

en minimisant la consommation eacutelectrique et la production de reacutesidus meacutetalliques apregraves la

phase de neutralisation Les densiteacutes de courant optimales obtenues par Atmaca (2009) et

Zhang et al (2006) lors du traitement des lixiviats par EF sont respectivement 100 et 42

mAcm2

La quantiteacute de reacuteactifs et la proportion molaire entre le peroxyde drsquohydrogegravene et les ions

ferreux ont une influence majeure sur lrsquoefficaciteacute de la reacuteaction de Fenton Lrsquoexcegraves ou la

carence de lrsquoun des deux reacuteactifs peut avoir un impact neacutegatif sur le traitement (Deng et

Englehardt 2006) Des concentrations faibles en peroxyde et en fer (II) limitent la

142

production des radicaux hydroxyles responsables de la deacutepollution En revanche les

fortes concentrations en ions ferreux favorisent une surproduction de boues Lrsquoexcegraves de

peroxyde drsquohydrogegravene entraicircne la flottation des boues via les bulles drsquooxygegravene issues de

la deacutecomposition du peroxyde (Deng et Englehardt 2006) La quantiteacute de reacuteactif utiliseacutee

est directement lieacutee agrave la charge de DCO de lrsquoeffluent agrave traiter (Deng et Englehardt 2006)

En fixant un ratio molaire H2O2 Fe (II) de 12 Zhang et al (2006) ont observeacute une

augmentation lineacuteaire de lrsquoeacutelimination de la DCO avec des ajouts croissants de peroxyde

Cependant le taux drsquoabattement de la DCO stagne au-dessus drsquoune concentration de 034

molL de peroxyde La mecircme expeacuterience a mis en eacutevidence lrsquoameacutelioration de la qualiteacute

de traitement avec lrsquoaugmentation de la quantiteacute de fer (II) jusqursquoagrave une valeur limite Ces

reacutesultats prouvent lrsquoexistence drsquoun ratio H2O2 Fe (II) optimal pour le traitement

drsquoeacutelectro-Fenton Une grande divergence existe sur la valeur du ratio La quantiteacute de

reacuteactifs utiliseacutee par charge de DCO eacutelimineacutee varie selon les caracteacuteristiques des lixiviats

et les meacutethodes de deacutetermination (Deng et Englehardt 2006) Le ratio H2O2 Fe (II)

optimal deacutefini par Zhang et al (2012) est de 1 tandis que Zhang et al (2006) et Mohajeri

et al (2010) ont travailleacute avec des ratios respectifs de 12 et 1

La distance inter-eacutelectrode a eacuteteacute eacutetudieacutee par Zhang et al (2012) lors du traitement drsquoun

lixiviat mature Ils ont observeacute une distance inter-eacutelectrodes optimale entre 1 et 25 cm

Dans le cas de certaines configurations les ions ferreux sont reacutegeacuteneacutereacutes par reacuteduction

cathodique des ions ferriques ainsi une distance inter-eacutelectrodes tregraves faible favoriserait

lrsquooxydation anodique des ions ferreux (Zhang et al 2006) Atmaca (2009) a conclu que

la distance inter-eacutelectrodes nrsquoa pas drsquoinfluence significative sur lrsquoefficaciteacute du traitement

143

cependant une grande distance entre les eacutelectrodes peut entraicircner une consommation

eacutenergeacutetique suppleacutementaire

Il est agrave noter que le proceacutedeacute drsquoEF nrsquoest pas efficace pour le traitement de lrsquoazote

ammoniacal Les radicaux hydroxyles nrsquooxydent pas efficacement lrsquoammonium Les

faibles pourcentages drsquoabattement de lrsquoazote ammoniacal obtenu agrave des pH basiques sont

attribueacutes aux pheacutenomegravenes de coagulation et de strippage (Atmaca 2009)

145

27 Proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation

Le proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation (EC) est issu du proceacutedeacute de coagulation chimique qui

utilise des reacuteactifs chimiques pour la coagulation des colloiumldes preacutesents dans les eaux

Pendant lrsquoEC les agents coagulants (Fe2+

et Al3+

) sont geacuteneacutereacutes in-situ de faccedilon

eacutelectrochimique en appliquant un courant eacutelectrique sur une anode sacrificielle en fer ou

en aluminium (Eacutequations 216 et 217)

Eacutequation 2-16 -

Eacutequation 2-17

Les ions produits reacuteagissent avec les ions hydroxydes (OH-) preacutesents dans la solution

pour former des hydroxydes de fer ou drsquoaluminium (Eacutequations 218 et 219) (Drogui et

al 2007)



Agrave la cathode il y a formation du gaz H2 qui entraicircne la flottation des reacutesidus meacutetalliques

(Eacutequation 220) (Chen 2004)

Eacutequation 2-20

Le meacutecanisme drsquoEC deacutepend fortement de la nature chimique du milieu et plus

particuliegraverement de sa conductiviteacute (Mollah et al 2001) Les hydroxydes meacutetalliques

formeacutes lors des reacuteactions exprimeacutees par les Eacutequations 218 et 219 srsquoimpliquent dans des

reacuteactions de condensation ou de polymeacuterisation Ce qui conduit agrave la formation drsquoun

preacutecipiteacute vert pour les hydroxydes de fer et drsquoune substance geacutelatineuse blanche pour les

146

hydroxydes drsquoaluminium (Drogui et al 2007) Les reacuteactions de polymeacuterisation peuvent

ecirctre deacutecrites par les Eacutequations 221 et 222 Les complexes polymeacuteriques formeacutes sont

capables drsquoeacuteliminer les polluants dissous et insolubles par des pheacutenomegravenes drsquoadsorption

de complexation ou de preacutecipitation (Drogui et al 2007)



Les ions de fer et drsquoaluminium peuvent geacuteneacuterer eacutegalement diffeacuterentes espegraveces

coagulantes de charge positive qui provoquent la deacutestabilisation et lrsquoagglomeacuteration des

particules et colloiumldes chargeacutes neacutegativement Par exemple lrsquohydrolyse des ions Al3+

geacutenegravere sur une large gamme de pH des espegraveces comme Al(H2O)63+

Al(H2O)52+

et

Al(H2O)42+

Lrsquohydrolyse de ces derniegraveres conduit agrave la formation de diffeacuterentes espegraveces

monomeacuteriques ou polymeacuteriques tels que Al(OH)2+

Al(OH)2+ Al2(OH)2

4+ Al(OH)4

-

Al6(OH)153+

Al7(OH)174+

etc (Mollah et al 2004) Un pheacutenomegravene similaire est observeacute

avec lrsquohydrolyse des ions ferriques Selon le pH du milieu il est possible de former

lrsquoespegravece monomeacuterique Fe(OH)3 et des espegraveces polymeacuteriques complexes comme

Fe(H2O)63+

Fe(H2O)5(OH)2+



4+

(Mollah et al 2004)

La combinaison de diffeacuterents pheacutenomegravenes de deacutepollution (eacutelectro-oxydation

complexation preacutecipitation flottation coagulation et adsorption) rend ce proceacutedeacute tregraves

efficace pour le traitement des polluants organiques et inorganiques (Drogui et al 2007)

LrsquoEC est eacutegalement efficace pour lrsquoeacutelimination des des composeacutes de poids moleacuteculaires

eacuteleveacutes (Tsai et al 1997) Ces moleacutecules sont largement preacutesentes dans les lixiviats

147

laquo matures raquo et sont difficilement biodeacutegradables par une filiegravere biologique Des eacutetudes sur

le traitement des lixiviats par EC ont eacuteteacute reacutealiseacutees au cours de ces derniegraveres anneacutees et ont

des reacutesultats inteacuteressants en termes drsquoeacutelimination de la DCO et de la couleur (Bouhezila

et al 2011 Contreras et al 2009 Ilhan et al 2008 Li et al 2011 Mariam et Nghiem

2010 Tsai et al 1997) En revanche lrsquoefficaciteacute de lrsquoEC sur lrsquoeacutelimination de la pollution

azoteacutee est relativement faible Le Tableau 25 reacutesume les reacutesultats de quelques eacutetudes


148


Anode Cathode

Volume

de travail

(L)

pH

Dureacutee de

traitement

(min)

Tension ou

densiteacute

eacutelectrique

Conc DCO

initiale

(mgL)

Abattement

DCO

()

Conc

NH4

initiale

(mg NL)

Abattement

NH4

()

Distance

inter-

eacutelectrode

(cm)


Al Al 05 8 100 12 V 16 464 627 - - 65 (JOTIN et al

2012)

Fe Fe 1 64 ndash

73 90 496 mAcm2 2 566 498 386 386 1 (LI et al 2011)

Fe Fe 1 65 30 298 mAcm2 2 566 327 386 248 1 (LI et al 2011)

Al Al 1 65 30 298 mAcm2 2 566 21 386 208 1 (LI et al 2011)

Al Al 05 82 30 631 mAcm2 12 860 56 2 240 14 65 (ILHAN et al

2008)

Fe Fe 05 82 30 631 mAcm2 12 860 asymp 52 2 240 11 65 (ILHAN et al

2008)

Al Al 05 76 ndash

89 30 50 mAcm2 28 200 ndash 34 200 70 - - 28

(BOUHEZILA et

al 2011)

Fe Fe 05 76 ndash

89 30 50 mAcm2 28 200 ndash 34 200 asymp 68 - - 28

(BOUHEZILA et

al 2011)

Al Cu 2 82 ndash

85 20 25 mAcm2 2 247 39 - - 2 (TSAI et al 1997)

Fe Cu 2 82 ndash

85 20 261 mAcm2 2 107 445 - - 2 (TSAI et al 1997)

Al Al - 8 60 20 mAcm2 9 800 605 3 710 243 - (KABUK et al

2014)

Fe Fe 015 86 30 5 V 12 650 33 - - 23 (NORMA et al

2012b)

Al Al 08 661

- 7 30 159 mAcm2 6 200 45 - - 16 (TOP et al 2011)

Fe Fe 09 654 180 30 mAcm2 11 000 658 - - 09 (ORKUN et

KULEYIN 2012)

149

Dans les essais de laboratoire lrsquoEC est souvent reacutealiseacutee dans une cellule eacutelectrolytique

dans laquelle sont plongeacutees les eacutelectrodes plates soumises agrave une diffeacuterence de potentiel

Le fer lrsquoaluminium et leurs deacuteriveacutes sont largement utiliseacutes comme anode soluble pour

former les coagulants Ces deux eacuteleacutements peuvent eacutegalement faire office de cathode ou

drsquoautres eacuteleacutements meacutetalliques comme le cuivre (Tsai et al 1997) La disposition des

eacutelectrodes peut se faire selon deux configurations monopolaire ou bipolaire (Drogui et

al 2007) (Figure 22) Dans la configuration monopolaire on a une succession drsquoanodes

et de cathodes relieacutees respectivement aux bornes positive et neacutegative du geacuteneacuterateur De ce

fait chaque eacutelectrode reccediloit la mecircme valeur de la tension et une fraction de lrsquointensiteacute

totale Dans la configuration bipolaire seules les deux eacutelectrodes externes sont relieacutees

aux bornes du geacuteneacuterateur Pour les autres eacutelectrodes intermeacutediaires il se forme une anode

dans une face et une cathode dans lrsquoautre Les deux configurations sont utiliseacutees en

traitement des eaux cependant la configuration bipolaire est souvent preacutefeacutereacutee agrave cause de

la simpliciteacute des connections et des faibles dissipations eacutenergeacutetiques dans le circuit

externe (Drogui et al 2007)

150


Parmi les paramegravetres qui influencent le traitement drsquoEC on peut citer lrsquointensiteacute

appliqueacutee le type drsquoeacutelectrode le pH la conductiviteacute la distance inter-eacutelectrodes et le

temps de traitement (Khandegar et Saroha 2013)

Selon la loi de Faraday lrsquointensiteacute appliqueacutee est directement proportionnelle agrave la quantiteacute

de coagulants produits agrave lrsquoanode Une augmentation du courant eacutelectrique favorise les

reacuteactions deacutecrites par les Eacutequations 216 et 217 induisant une meilleure eacutelimination des

polluants Une augmentation de lrsquointensiteacute est eacutegalement favorable agrave la formation du

dihydrogegravene agrave la cathode (Eacutequation 220) permettant ainsi la flottation des hydroxydes

meacutetalliques vers la surface du reacuteacteur Lrsquoeffet de la densiteacute eacutelectrique sur lrsquoEC des

lixiviats a eacuteteacute eacutetudieacute par quelques auteurs Tsai et al (1997) ont observeacute une

augmentation de la vitesse et du taux drsquoeacutelimination de la DCO en faisant varier la tension

entre 2 et 15 V Ils ont eacutegalement observeacute que lrsquoutilisation drsquoune anode en Fe donne de

meilleurs reacutesultats par rapport agrave une anode en Al agrave des faibles valeurs de tension Selon

Li et al (2011) avec lrsquoaugmentation du courant les bulles de dihydrogegravene H2 produites agrave

la cathode deviennent plus denses et leur taille diminue Ce pheacutenomegravene rend lrsquoeacutelectro-

151

flottation plus efficace Drsquoautres expeacuteriences reacutealiseacutees par Ilhan et al (2008) et Bouhezila

et al (2011) sur des lixiviats ont mis en eacutevidence lrsquoaugmentation des performances

eacutepuratoires avec lrsquoaugmentation de la densiteacute eacutelectrique Cependant une forte valeur de

la tension eacutelectrique peut reacuteduire les taux drsquoabattement de la DCO (Jotin et al 2012) Ce

pheacutenomegravene peut ecirctre ducirc agrave la reacuteaction drsquohydrolyse de lrsquoeau en O2 qui se produit agrave des

valeurs eacuteleveacutees drsquointensiteacutes de courant et qui rentre en compeacutetition avec la reacuteaction de

dissolution anodique (Canizares et al 2005a)

Etant donneacute que les reacuteactions drsquohydrolyse des ions fer et aluminium deacutependent du pH ce

dernier a un rocircle important dans un proceacutedeacute drsquoEC Selon une eacutetude de Jotin et al (2012)

lrsquoeacutelimination de la DCO varie de 59 agrave 73 pour une gamme de pH initial du lixiviat

allant de 4 agrave 8 Lrsquoeacutetude a montreacute qursquoune correction de pH du lixiviat nrsquoest pas neacutecessaire

car le pH initial est situeacute dans cette gamme Fernandes et al (2014) ont eacutegalement conclu

que le pH initial du lixiviat eacutetudieacute convient comme pH optimal avec lrsquoutilisation drsquoune

eacutelectrode en fer Cependant les valeurs de pH tregraves acides (lt 39) ou tregraves basiques (gt 10)

diminuent les performances du proceacutedeacute drsquoEC avec une chute brutale du taux

drsquoeacutelimination de la DCO (Li et al 2011) En fait agrave des valeurs de pH tregraves basiques (pH gt

10) la charge eacutelectrostatique de la surface des colloiumldes est modifieacutee ce qui empecircche leur

deacutestabilisation (Drogui et al 2008) De plus certains hydroxydes de fer ou drsquoaluminium

formeacutes agrave des pH basiques portent des charges neacutegatives inefficaces pour lrsquoEC (Drogui et

al 2008) Les pH limites de solubiliteacute des hydroxydes de fer (Fe(OH)2 et Fe(OH)3) et

des hydroxydes drsquoaluminium (Al(OH)3) sont respectivement de 55 et 4 Ce qui explique

les meilleures performances de lrsquoAl agrave des pH leacutegegraverement acides par rapport au fer

(Asselin 2007 Casillas et al 2007) La valeur du pH initiale augmente apregraves traitement

152

par EC (Li et al 2011) Cette hausse est principalement attribueacutee agrave la production drsquoions

hydroxydes lors de la reacuteduction cathodique de lrsquoeau (Eacutequation 25) (Drogui et al 2008)

Le type drsquoeacutelectrode (Fe ou Al) utiliseacute peut avoir un impact sur la qualiteacute du lixiviat traiteacute

Selon Bouhezila et al (2011) lrsquoanode en Al est plus efficace que celle en fer pour le

traitement de la couleur de la turbiditeacute et du NH4 preacutesents dans les lixiviats En revanche

le taux drsquoabattement de la DCO nrsquoest pas significativement influenceacute par le type

drsquoeacutelectrode (Bouhezila et al 2011) Les mecircmes reacutesultats en termes de DCO et de NH4

ont eacuteteacute obtenus par Ilhan et al (2008) en preacutesence drsquoeacutelectrodes en fer et en aluminium

dans les mecircmes conditions opeacuteratoires Les deux eacutetudes preacuteciteacutees ont eacuteteacute reacutealiseacutees agrave des

densiteacutes de courant de 50 et 63 mAcm2 respectivement En utilisant une densiteacute de

courant plus faible (298 mAcm2) Li et al (2011) ont trouveacute que lrsquoanode en Fe permet

drsquoeacuteliminer plus de DCO que celle en Al Tsai et al (1997) ont eacutegalement montreacute que

lrsquoutilisation drsquoune anode en Fe donne de meilleurs reacutesultats par rapport agrave une anode en Al

agrave des faibles valeurs de tension Drsquoapregraves Li et al (2011) les hydroxydes de fer deacutecantent

mieux que les hydroxydes drsquoaluminium Ceci peut ecirctre expliqueacute du fait que le fer

preacutesente une masse molaire plus eacuteleveacutee que lrsquoAl Le volume des reacutesidus meacutetalliques

geacuteneacutereacutes est deux fois plus eacuteleveacute en changeant lrsquoeacutelectrode de Fe par une eacutelectrode drsquoAl

selon une eacutetude de Bouhezila et al (2011) Selon nos connaissances actuelles lrsquoeffet des

configurations monopolaire et bipolaire sur lrsquoEC des lixiviats nrsquoa pas encore eacuteteacute eacutetudieacute

Lrsquoaugmentation de la conductiviteacute permet drsquooptimiser la consommation eacutenergeacutetique et de

reacuteduire le temps de traitement (Ilhan et al 2008 Khandegar et Saroha 2013) Vu la

valeur eacuteleveacutee de la conductiviteacute des lixiviats lrsquoajout drsquoeacutelectrolyte dans le but

drsquoaugmenter la conductiviteacute nrsquoest pas neacutecessaire dans la plupart des cas (Jotin et al

153

2012) Le NaCl est souvent utiliseacute comme eacutelectrolyte mais un fort dosage peut entraicircner

la reacuteaction entre les ions chlorures et les hydroxydes meacutetalliques qui forment des

composeacutes chloreacutes tels que Al(OH)2Cl et Al(OH)Cl2 non favorables agrave la coagulation

(Wang et al 2009a) Dans les eacutetudes effectueacutees au laboratoire le taux de deacutepollution

augmente avec le temps drsquohydrolyse avant de plafonner agrave des valeurs allant de 30 agrave 100

minutes de temps de traitement deacutependamment de lrsquointensiteacute de courant appliqueacutee Un

temps de traitement long conduit agrave une consommation drsquoeacutenergie eacuteleveacutee (Li et al 2011)

Etant donneacute que la chute ohmique est proportionnelle agrave la distance inter-eacutelectrodes

lrsquoaugmentation ou la reacuteduction de cette distance peut influencer les performances du

traitement Bouhezila et al (2011) ont observeacute une variation de 10 du taux

drsquoabattement de la DCO en faisant variant la distance inter-eacutelectrodes de 05 agrave 28 cm

Une distance inter-eacutelectrodes tregraves large peut aboutir agrave une consommation suppleacutementaire

en eacutenergie La distance inter-eacutelectrodes varie entre 1 et 65 cm dans les eacutetudes consulteacutees

Le proceacutedeacute drsquoEC preacutesente un net avantage pour la deacutepollution des meacutetaux Une eacutetude

reacutealiseacutee par Dermentzis et al (2011) sur lrsquoeacutelectrocoagulation drsquoun effluent industriel

chargeacute en Ni Cu Zn et Cr agrave des concentrations de 50 mgL a reacuteveacuteleacute des taux

drsquoabattements supeacuterieurs agrave 97 pour le Ni le Cu et le Zn et supeacuterieurs agrave 80 pour le Cr

Une autre eacutetude meneacutee par Meunier et al (2006) a mis en eacutevidence lrsquoefficaciteacute du

proceacutedeacute drsquoEC pour lrsquoeacutelimination du Pb contenu dans des lixiviats de sols contamineacutes Des

taux drsquoeacutelimination supeacuterieurs agrave 94 ont eacuteteacute enregistreacutes pour des concentrations initiales

en Pb variant de 250 agrave 2 000 mgL

155

28 Avantages et inconveacutenients des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques

Les proceacutedeacutes eacutelectrochimiques (EO EC et EF) ont lrsquoavantage drsquoeacuteliminer agrave la fois la

pollution organique et la couleur des lixiviats Le Tableau 26 reacutecapitule les principaux

avantages et inconveacutenients des trois proceacutedeacutes eacutelectrochimiques Gracircce agrave la combinaison

des reacuteactions directes et indirectes lrsquoeacutelectro-oxydation est en mesure de deacutegrader agrave la fois

les composeacutes organiques et inorganiques comme le NH4 Contrairement agrave lrsquoEF lrsquoEO

permet drsquoopeacuterer dans une gamme de pH initial des lixiviats allant de 6 agrave 8 Toutefois

lrsquooxydation indirecte requiert des concentrations eacuteleveacutees en chlorures pour favoriser la

formation des intermeacutediaires reacuteactifs (Chen 2004) Il existe eacutegalement un risque de

formation de composeacutes organochloreacutes toxiques lieacutes aux fortes concentrations en ions

chlorures (Chiang et al 1995) LrsquoEF est particuliegraverement reconnue pour ses bonnes

performances en termes drsquoeacutelimination de la DCO et drsquoaugmentation de la

biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent En revanche il neacutecessite un pH de traitement acide et un

ajout de peroxyde drsquohydrogegravene ou drsquoions ferriques dans certaines dispositions (Qiang et

al 2003) Son inefficaciteacute agrave eacuteliminer lrsquoazote ammoniacal fait que cette technologie est

toujours coupleacutee agrave un autre proceacutedeacute capable de traiter le NH4 Agrave propos de lrsquoEC la

combinaison des processus eacutelectrochimiques et physico-chimiques entraicircne une

eacutelimination efficace de la turbiditeacute et des composeacutes organiques ayant une masse

moleacuteculaire eacuteleveacutee LrsquoEC produit eacutegalement moins de reacutesidus meacutetalliques

comparativement aux proceacutedeacutes de coagulation chimique (Ilhan et al 2008) Cependant

tout comme lrsquoEF la gestion des boues chargeacutees en reacutesidus meacutetalliques est une

probleacutematique qui doit ecirctre prise en compte Lrsquoazote ammoniacal est faiblement eacutelimineacute

pendant lrsquoEC certains auteurs avancent que lrsquoeacutelimination du NH4 observeacutee lors de lrsquoEC

156

est lieacutee au pheacutenomegravene de stripping qui transforme le NH4 en NH3 gazeux (Atmaca 2009

Ilhan et al 2008)

157

Tableau 2-6 Avantage et inconveacutenients des diffeacuterents proceacutedeacutes eacutelectrochimiques

Avantages Inconveacutenients

Electro-oxydation

Elimination de la DCO et du NH4

Oxydation directe et indirecte

Traitement avec pH initial du lixiviat

Ameacutelioration de la biodeacutegradabiliteacute

Absence de production de boues

Formation potentielle de composeacutes organochloreacutes

Ajout drsquoions chlorures pour augmenter lrsquooxydation

indirecte

Electro-Fenton

Tregraves bonne efficaciteacute drsquoeacutelimination des composeacutes organiques

Bonne ameacutelioration de la biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent

Traitement en milieu acide

Inefficace sur lrsquoeacuteilimination du NH4

Gestion des reacutesidus meacutetalliques formeacutes

Ajout de H2O2 et Fe2+

dans certains cas

Electrocoagulation

Elimination de la DCO et de la couleur

Combinaison de diffeacuterents pheacutenomegravenes eacutelectrochimiques et

physico-chimiques

Moins de boues produites compareacutes agrave la coagulation

chimique

Gestion des boues chargeacutees en ion ferreux ou

aluminium

Efficaciteacute limiteacutee sur lrsquoeacutelimination du NH4 et des

petites moleacutecules

159

29 Combinaison des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et biologiques pour le

traitement des lixiviats de sites drsquoenfouissement

Les proceacutedeacutes biologiques sont largement utiliseacutes pour le traitement des lixiviats On

rencontre dans la litteacuterature diffeacuterentes technologies biologiques appliqueacutees au traitement

des lixiviats lagunage (Robinson et Grantham 1988) boue activeacutee (Hosomi et al

1989) lit bacteacuterien (Boucher et al 2010 Martienssen et al 1995) bio-disque

(Henderson et Atwater 1995) bioreacuteacteur agrave membrane (MBR) (Bodzek et al 2006)

reacuteacteur biologique discontinu (SBR) (Ying et al 1986) etc Les proceacutedeacutes biologiques

preacutesentent comme principaux atouts lrsquoefficaciteacute de traiter les polluants organiques

biodeacutegradables de faccedilon rentable Ils sont aussi efficaces pour le traitement des lixiviats

laquo jeunesraquo qui sont caracteacuteriseacutes par un rapport de biodeacutegradabiliteacute (DBODCO) eacuteleveacute

Cependant leur utilisation est limiteacutee pour lrsquoeacutepuration des lixiviats laquo matures raquo qui

preacutesentent un grand pourcentage de composeacutes bio-reacutefractaires (Xiao et al 2013)

Concernant les proceacutedeacutes eacutelectrochimiques leur efficaciteacute vis-agrave-vis de la pollution bio-

reacutefractaire est bien connue En revanche les coucircts eacutenergeacutetiques que requiegraverent ces

proceacutedeacutes peuvent ecirctre un frein pour des applications agrave lrsquoeacutechelle industrielle Face agrave ce

problegraveme le couplage des proceacutedeacutes biologiques et eacutelectrochimiques a eacuteteacute eacutetudieacute depuis

quelques anneacutees Cette combinaison est techniquement et eacuteconomiquement inteacuteressante

dans la mesure ougrave elle permet de reacuteduire les coucircts drsquoopeacuteration par lrsquointeacutegration de la

filiegravere biologique (Drogui et al 2007 Wang et al 2009b) et drsquoameacuteliorer les taux

drsquoabattement des composeacutes reacutefractaires via les proceacutedeacutes eacutelectrochimiques (Feki et al

2009 Quan et al 2013) La disposition des deux proceacutedeacutes dans la filiegravere de traitement

varie selon les cas Le proceacutedeacute eacutelectrochimique peut ecirctre placeacute en amont du proceacutedeacute

biologique entraicircnant une deacutegradation des composeacutes reacutecalcitrants en des composeacutes plus

160

biodeacutegradables (Drogui et al 2007 Li et al 2007) Dans drsquoautres cas le proceacutedeacute

eacutelectrochimique est placeacute en aval du proceacutedeacute biologique dans le but drsquooxyder de faccedilon

complegravete les matiegraveres organiques reacutesiduelles non biodeacutegradables (Drogui et al 2007

Quan et al 2013 Xiao et al 2013)

291 Couplage eacutelectro-oxydation et traitement biologique

Le couplage des techniques drsquoeacutelectro-oxydation et biologiques a eacuteteacute testeacute sur diffeacuterents

types de lixiviats avec des reacutesultats satisfaisants Les eacutetudes existantes portent sur des

lixiviats laquo jeunes raquo avec de fortes concentrations en DCO (Quan et al 2013) et des

lixiviats laquo matures raquo qui preacutesentent un rapport de biodeacutegradabiliteacute (DBODCO) faible

(Feki et al 2009) Il est agrave noter que dans ce couplage le proceacutedeacute drsquoeacutelectro-oxydation est

geacuteneacuteralement placeacute en aval du traitement biologique (Anglada et al 2010 Feki et al

2009 Fernandes et al 2012 Quan et al 2013 P Wang et al 2001 Xiao et al 2013)

Ce choix peut ecirctre justifieacute du fait qursquoil peut y avoir un pheacutenomegravene de compeacutetition entre la

deacutegradation eacutelectrochimique des composeacutes reacutefractaires et celle des composeacutes

biodeacutegradables Installeacutee en aval du traitement biologique lrsquoeacutelectro-oxydation permettra

une deacutegradation des matiegraveres reacutesiduelles reacutecalcitrantes Neacuteanmoins drsquoautres auteurs ont

opteacute pour une configuration diffeacuterente en placcedilant le proceacutedeacute eacutelectrochimique en amont du

proceacutedeacute biologique dans le but de convertir les composeacutes bio-reacutefractaires en moleacutecules

facilement biodeacutegradables (Li et al 2007) Le Tableau 27 reacutesume quelques reacutesultats

obtenus apregraves eacutelectro-oxydation et traitement biologique des lixiviats

161

Tableau 2-7 Reacutesultats obtenus apregraves eacutelectro-oxydation et traitement biologique des lixiviats de site drsquoenfouissement

Ordre de

traitement Traitement biologique

Traitement

eacutelectrochimique

Performance

traitement biologique

Performance traitement

eacutelectrochimique Reacutefeacuterences

Enlegravev

DCO ()

Enlegravev

NH4 ()

Enlegravev

DCO ()

Enlegravev

NH4 ()

BioEO Systegraveme aeacuterobie et anaeacuterobie

en seacutequence

Anode TiRuO2-IrO2 I =

65 mAcm2 t = 1 h

96 97 85 97 (Quan et al 2013)

BioEO

Bioreacuteacteur agrave membrane

(MBR) TRH = 2-3 j Corg=

19 ndash 27 g DCOLj

Anode TiPt I = 40

mAcm2 t = 1 h

61 73 63 80 (Feki et al 2009)

EOBio

Reacuteacteur anaeacuterobie (UASB)

TRH = 16 h Corg= 8 kg

DCOm3j

Anode Ti-Ir-Ru I = 150

mAcm2 t = 1 h

69 - 91 5 - 155 535 775 (Li et al 2007)

BioCCEO Traitement aeacuterobie

et anaeacuterobie

Anode RuO2Ti I =

50mAcm2 t = 4 h

- - 88 65 (Xiao et al 2013)

BioEO


TRH = 61 j Corg= 078 g

DCOLj

Anode TiSnO2 I = 323

mAcm2 t = 6 h

66 0 87 100 (Wang et al 2001)

BioEO Reacuteacteur biologique

seacutequentiel (SBR) TRH = 12 h

Anode TiTiO2-IrO2 I =

08 - 48 mAcm2 t = 3 h

gt 95 78 30 -70 30 - 100 (Chu et al 2008)


seacutequentiel (SBR)

Anode BDD I = 15-21 A

t = 4 h gt 85 - 90 -

(Papastavrou et al

2009)

BioEO



19 ndash 27 g DCOLj

Anode PbO2 I = 40

mAcm2 t = 1 h

61 73 30 58 (Feki et al 2009)

BioEO

Boue activeacutee

Anode BDD I = 50

mAcm2 t = 6 h

576 356 27 14 (Fernandes et al

2012)

Bio = traitement Biologique EO = Electro-oxydation CC = Coagulation chimique THR = Temps de reacutetention hydraulique Corg= charge organique

162

Apregraves une eacutetape de traitement dans un reacuteacteur anaeacuterobie (temps de reacutetention de 61 jours

et une charge organique de 078 g DCOLj) le lixiviat obtenu par Wang et al (2001)

preacutesente des concentrations en DCO et en NH4 de 1 610 mgL et 1 480 mgL

respectivement avec un rapport de biodeacutegradabiliteacute (DBODCO) de 006 En soumettant

ce lixiviat au traitement drsquoeacutelectro-oxydation pendant une peacuteriode de 6h la DCO et le NH4

ont eacuteteacute respectivement eacutelimineacutes agrave hauteur de 87 et 100 dans les conditions suivantes

i = 323 mAcm2 concentration initiale Cl

- = 4 000 mgL et une anode en TiSnO2 Les

auteurs ont justifieacute ces taux drsquoeacutelimination eacuteleveacutes de la DCO et de lrsquoazote ammoniacal par

lrsquoapport additionnel drsquoions chlorures dont lrsquooxydation induit la formation drsquooxydants

(acide hypochloreux HClO) qui contribuent agrave la deacutepollution (voir Section 25) Dans les

mecircmes conditions de traitement les taux drsquoeacutelimination de la DCO et du NH4 sont de 455

et 504 respectivement sans ajout de chlorure Quan et al (2013) et Feki et al (2009)

ont rapporteacute eacutegalement des reacutesultats satisfaisants en termes de diminution de la DCO et

de NH4 apregraves 1h de traitement avec une concentration initiale en chlorure de lrsquoordre de 5

000 mgL sur des lixiviats biologiquement preacutetraiteacutes

Fernandes et al (2012) ont eacutetudieacute les performances eacutepuratoires de lrsquoeacutelectro-oxydation

drsquoun lixiviat preacutealablement traiteacute par un proceacutedeacute de boue activeacutee Le diamant dopeacute au

bore (BDD) est utiliseacute comme eacutelectrode de travail Le traitement biologique a permis de

reacuteduire la concentration de DCO agrave 5 800 mgL et celle de NH4 agrave 1 210 mgL avec des

concentrations initiales respectives de 13 700 mgL et 1 880 mgL Apregraves 6h de

traitement drsquoeacutelectro-oxydation avec une densiteacute de courant de 30 mAcm2 les

concentrations reacutesiduelles de DCO et de NH4 eacutetaient respectivement 4 600 mgL et 1 050

mgL Ce qui repreacutesente des taux drsquoeacutelimination de la DCO de 27 et de 14 pour le

163

NH4 On constate que les concentrations obtenues apregraves traitement eacutelectrochimique sont

encore eacuteleveacutees Ces reacutesultats peuvent ecirctre expliqueacutes par les concentrations eacuteleveacutees en

DCO et en NH4 (4 600 mgL et 1 050 mgL) agrave lrsquoentreacutee du proceacutedeacute eacutelectrochimique Ceci

montre qursquoun traitement biologique pousseacute est souhaitable pour reacuteduire les charges

organiques agrave lrsquoentreacutee du proceacutedeacute eacutelectrochimique Neacuteanmoins le proceacutedeacute

eacutelectrochimique a permis drsquoeacuteliminer 1 520 mgL de DCO et 160 mgL de N-NH4 Des

analyses spectrophotomeacutetriques effectueacutees sur lrsquoeffluent eacutelectro-oxydeacute ont reacuteveacuteleacute une

diminution de 43 de lrsquoabsorbance agrave 275 nm mettant ainsi en eacutevidence une reacuteduction

des composeacutes aromatiques bio-reacutecalcitrants

Suite agrave une seacutequence de traitement aeacuterobie et anaeacuterobie suivie drsquoune coagulation

chimique le lixiviat obtenu par Xiao et al (2013) preacutesentait un faible rapport de

biodeacutegradabiliteacute (DBODCO = 009 DCO asymp 560 mgL et NH4 asymp 700 mgL) En

soumettant lrsquoeffluent agrave un traitement drsquoeacutelectro-oxydation drsquoune dureacutee de 4 h avec une

intensiteacute de 50 mAcm-2

la DCO a eacuteteacute reacuteduite de 88 et le NH4 de 65 avec une anode

en titane et oxyde de rutheacutenium (RuO2Ti) Des analyses chromatographiques et

spectrophotomeacutetriques ont eacuteteacute reacutealiseacutees avant et apregraves traitement eacutelectrochimique Les

reacutesultats ont montreacute qursquoapregraves lrsquoeacutelectro-oxydation les substances humiques et certaines

moleacutecules aromatiques sont transformeacutees en des moleacutecules plus biodeacutegradables tels que

les acides oxalique butyrique et pheacutenylaceacutetique

Li et al (2007) ont travailleacute avec une configuration diffeacuterente des preacuteceacutedentes en placcedilant

un reacuteacteur biologique anaeacuterobie apregraves le traitement eacutelectrochimique Le lixiviat brut

avait les caracteacuteristiques suivantes DCO = 11 450 mgL et NH4 = 2 761 mgL et

DBODCO = 024 Le traitement eacutelectrochimique (i = 150 mAcm-2

t = 1h et anode en

164

Ti-Ir-Ru) a permis de reacuteduire la DCO agrave 5 320 mgL et lrsquoazote ammoniacal agrave 620 mgL et

drsquoaugmenter le rapport de biodeacutegradabiliteacute de 024 agrave 05 De plus le pourcentage des

acides organiques agrave faible masse moleacuteculaire a augmenteacute de 28 agrave 90 ainsi que le

pourcentage des acides gras volatils de 068 agrave 168 apregraves lrsquoeacutetape drsquoeacutelectro-oxydation

Lrsquoeffluent obtenu est traiteacute dans un reacuteacteur batch anaeacuterobie (UASB) avec un temps de

reacutetention hydraulique de 16h et une charge organique de 8 kg DCOm-3

j-1

La

concentration finale en DCO varie de 472 agrave 1 649 mgL tandis que lrsquoabattement de

lrsquoazote ammoniacal est tregraves faible (asymp10 ) ceci est lieacute au choix des conditions anaeacuterobies

du reacuteacteur biologique

292 Combinaison eacutelectro-Fenton et traitement biologique

Agrave lrsquoheure actuelle le nombre drsquoeacutetudes effectueacutees sur le couplage des proceacutedeacutes drsquoeacutelectro-

Fenton (EF) et biologiques pour le traitement des lixiviats est rudimentaire La majeure

partie des eacutetudes existantes relate lrsquoefficaciteacute du proceacutedeacute conventionnel de Fenton coupleacute

agrave un traitement biologique (Di Iaconi et al 2006 Lopez et al 2004 Wang et al 2012a

Xie et al 2010b) Neacuteanmoins il y a eu un certain nombre drsquoauteurs qui se sont inteacuteresseacutes

agrave lrsquoapplication de la technique drsquoeacutelectro-Fenton coupleacutee agrave un traitement biologique pour

traiter les lixiviats (Lin et Chang 2000 Wang et al 2012b Zhang et al 2013) Le

Tableau 28 reacutecapitule les reacutesultats obtenus suite au couplage de divers proceacutedeacutes

eacutelectrochimiques avec des proceacutedeacutes biologiques pour le traitement des lixiviats

165

Tableau 2-8 Reacutesultats obtenus sur le couplage des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et biologiques pour traiter les lixiviats

Bio Biologique EO Eacutelectro-oxydation EF Eacutelectro-Fenton CC Coagulation chimique UF Ultrafiltration NF Nanofiltration OI Osmose inverse PEC Photo-

eacutelectrochimique EP Eacutelectro-Peroxone EC Eacutelectrocoagulation UASB Reacuteacteur anaeacuterobie MBR Bioreacuteacteur agrave membrane

Ordre de

traitement

Traitement

biologique

Conditions traitement


Conc avant

traitement


Performance du

traitement Reacutefeacuterences

DCO et (COT)

(mgL)

DCO et COT

( enlegravevement)

BioEF UASB ndash Anaeacuterobie

Aeacuterobie - MBR

Cathode Carbone PTFE I = 30

mAcm2

t = 6 h pH = 3 FeSO4 = 10 mM

3886 (1347) 82 COT (Wang et al 2012b)

CC EF Bio Reacuteacteur biologique


Anode Fe I = 25 A t = 30 min pH =

4 CH2O2 = 750 mgL 1914 673 DCO (Lin et Chang 2000)

BioEF Reacuteacteur biologique


I = 2 A t = 1 h pH = 3 H2O2Fe2+

=

121 2046 71 DCO (Zhang et al 2013)

BioUFNF

EC du

concentrat

NitrificationDeacutenitrific

ation

Anode Al I = 159 mAcm2 t = 30

min - 45 DCO (Top et al 2011)

BioEC+EO Traitement biologique

(EC) Anode Fe V = 4 V t = 1 h -

(EO) Cathode DBB I = 30 mAcm2 t

= 8 h

11720 81 DCO (Norma et al 2012a)

Bio + CCPEC Traitement aeacuterobie

et anaeacuterobie

Anode RuO2Ti I = 50 mAcm2 t = 4

h

UV (20 W 254 nm)

560 91 DCO (Xiao et al 2013)

BioPEC Traitement

biologique

Anode TiTiRuO2 I = 671 mAcm2 t

= 25 h

UV (10 W 2537 nm 136 mWcm2)

560 741 DCO (Zhao et al 2010)

BioNFOI

EP du

concentrat

UASB ndash Anaeacuterobie

Aeacuterobie - MBR


mAcm2

t = 4 min Deacutebit (O2+O3) = 03 Lmin

CH2O2 = 157 mgL

(1650) 87 COT (Li et al 2013)

166

Lin et Chang (2000) ont coupleacute lrsquoEF agrave un reacuteacteur discontinu biologique (SBR) pour

traiter les lixiviats obtenus apregraves une premiegravere eacutetape de coagulation chimique Lrsquoeffluent

agrave traiter preacutesentait un faible rapport de biodeacutegradabiliteacute (DBODCO = 01) et une

concentration en DCO de 950 mgL Le cycle de traitement biologique a dureacute 12 h Avec

les conditions drsquoEF suivantes concentration H2O2 = 750 mgL temps de traitement = 30

minutes pH = 4 I = 25 A et une anode en fer la valeur finale de la DCO eacutetait infeacuterieure

agrave 100 mgL Un rapport de biodeacutegradabiliteacute (DBODCO) de 03 a eacuteteacute enregistreacute suite agrave

lrsquoapplication du proceacutedeacute drsquoeacutelectro-Fenton Wang et al (2012b) ont utiliseacute une cathode en

carbone PTFE (Polyteacutetrafluoroeacutethylegravene) et un apport externe drsquoO2 pour geacuteneacuterer de faccedilon

eacutelectrochimique le peroxyde drsquohydrogegravene afin de traiter un lixiviat biologiquement

preacutetraiteacute Le traitement biologique est composeacute drsquoune succession drsquoun traitement dans un

reacuteacteur anaeacuterobique (UASB) drsquoun traitement anoxie-aeacuterobie suivi drsquoun bioreacuteacteur agrave

membrane (MBR) Le concentracirct obtenu apregraves traitement biologique est caracteacuteriseacute par

un rapport de biodeacutegradabiliteacute presque nul (DCO = 3 886 mgL et DBO = 26 mgL) et

une concentration en carbone organique total (COT) de 1 347 mgL Le traitement drsquoEF

de cet effluent a permis drsquoeacuteliminer 82 du COT apregraves 6 h de traitement avec une densiteacute

eacutelectrique de 30 mAcm2 et 10 mM de FeSO4 Zhang et al (2013) ont eacutegalement

expeacuterimenteacute la combinaison drsquoun proceacutedeacute biologique avec de lrsquoEF Le lixiviat a drsquoabord

eacuteteacute traiteacute dans un reacuteacteur agrave biofilm (SBBR) avec un temps de cycle de 24 h puis soumis

agrave 60 minutes de traitement EF avec une intensiteacute de 2 A un pH de 3 et un ratio H2O2

Fe2+

de 12 1 Lrsquoefficaciteacute globale du proceacutedeacute en termes drsquoabattement de la DCO est

drsquoenviron 80 avec une valeur initiale de 2 495 mgL Lrsquoanalyse de la distribution des

poids molaires (PM) par ultrafiltration reacutevegravele une augmentation significative des

167

composeacutes dont le PM lt 4 kDa apregraves lrsquoeacutetape drsquoEF La diminution de lrsquoindice UV254 qui

renseigne sur la deacutegradation des substances humiques est observeacutee agrave lrsquoissu du traitement


Il est inteacuteressant de noter que ce couplage est appliqueacute sur drsquoautres types drsquoeffluents

caracteacuteriseacutes par de fortes charges de DCO ou par la preacutesence de composeacutes reacutefractaires

Par exemple Babu et al (2009) ont rapporteacute une performance globale drsquoeacutelimination de la

DCO de 86 en couplant lrsquoEF agrave un proceacutedeacute anaeacuterobie pour traiter un effluent drsquohuile de

palme Ferrag-Siagh et al (2013) ont utiliseacute la mecircme approche pour la deacutegradation de la

teacutetracycline composeacute caracteacuteriseacute par des noyaux aromatiques difficilement

biodeacutegradables Le couplage du proceacutedeacute classique de Fenton agrave une filiegravere biologique srsquoest

eacutegalement montreacute efficace pour le traitement des lixiviats (Lopez et al 2004 Wang et

al 2012a) Xie et al (2010b) ont deacuteveloppeacute un pilote drsquoune capaciteacute de 20 m3j pour

traiter un lixiviat mature en placcedilant le proceacutedeacute de Fenton classique entre deux filtres

biologiques Les valeurs de la DCO et du NH4 apregraves traitement sont infeacuterieures agrave 100 et

25 mgL respectivement

293 Combinaison eacutelectrocoagulation et traitement biologique

Tout comme lrsquoEF il existe tregraves peu drsquoeacutetudes effectueacutees sur le couplage des proceacutedeacutes

drsquoeacutelectrocoagulation et biologiques pour traiter les lixiviats Norma et al (2012a) ont

expeacuterimenteacute les proceacutedeacutes drsquoEC et drsquoEO sur un lixiviat obtenu apregraves une eacutetape de

traitement biologique Suite au traitement biologique la valeur de la DCO eacutetait de 11 720

mgL Le fer et le diamant dopeacute au bore (BDD) ont eacuteteacute utiliseacutes comme anodes pour lrsquoEC

et lrsquoEO respectivement Lrsquoacier inoxydable a eacuteteacute employeacute comme cathode dans les deux

168

modes de traitement Lrsquoeffluent est drsquoabord eacutelectro-coaguleacute pendant une heure avec une

tension de 4 V sans agitation Apregraves une eacutetape intermeacutediaire de filtration le permeacuteat

obtenu est soumis agrave 8 h drsquoeacutelectro-oxydation avec une densiteacute eacutelectrique de 30 mAcm2

Le traitement successif drsquoEC et drsquoEO a permis la reacuteduction de 81 de la DCO et de 50

du COT

Top et al (2011) ont aussi eacutetudieacute lrsquoEC drsquoun concentracirct obtenu apregraves une eacutetape de

traitement biologique et de filtration Le lixiviat est traiteacute dans un premier temps par un

proceacutedeacute de nitrificationdeacutenitrification Lrsquoeffluent est ensuite filtreacute dans deux modules

drsquoultrafiltration et de nanofiltration Le concentracirct obtenu contenait une large partie des

grosses moleacutecules reacutefractaires non deacutegradeacutees par la filiegravere biologique et retenues par les

filtres Pour traiter le concentracirct les auteurs ont utiliseacute 4 plaques drsquoaluminium (2 anodes

et 2 cathodes) drsquoune surface totale de 252 cm2 en configuration monopolaire Avec une

densiteacute de courant de 159 mAcm2 et un temps de traitement de 30 minutes 45 de la

DCO est eacutelimineacutee et 60 de la couleur La concentration initiale de DCO eacutetait de 6 200

mgL

294 Couplage des autres proceacutedeacutes eacutelectrochimiques avec un traitement

biologique

Drsquoautres proceacutedeacutes eacutelectrochimiques sont eacutegalement utiliseacutes en combinaison avec les

proceacutedeacutes biologiques pour le traitement des lixiviats On peut citer le proceacutedeacute photo-

eacutelectrochimique et le proceacutedeacute drsquoeacutelectro-peroxone Le proceacutedeacute photo-eacutelectrochimique a le

mecircme principe que le proceacutedeacute drsquoeacutelectro-oxydation (Voir Section 25) avec lrsquoajout drsquoune

source de lumiegravere ultraviolet Les radiations UV peuvent avoir un effet destructif sur les

169

moleacutecules organiques et favoriser la formation de radicaux puissants comme OH et

HClO dans la solution (Tauchert et al 2006) Le proceacutedeacute drsquoeacutelectro-peroxone (EP) est

deacuteriveacute du proceacutedeacute Peroxone qui consiste agrave meacutelanger lrsquoozone et le peroxyde drsquohydrogegravene

afin de former des radicaux hydroxyles (Eacutequation 223)

Eacutequation 2-23

Dans le proceacutedeacute drsquoEP le peroxyde drsquohydrogegravene est geacuteneacutereacute de faccedilon eacutelectrochimique agrave la

cathode Lrsquoozone est introduit dans le reacuteacteur apregraves une eacutetape drsquoozonation agrave partir du

dioxygegravene (Li et al 2013)

Zhao et al (2010) ont eacutetudieacute lrsquoinfluence du proceacutedeacute photo-eacutelectrochimique (PEC) sur un

lixiviat ayant subi un preacutetraitement biologique Apregraves traitement biologique lrsquoeffluent

preacutesentait des concentrations en DCO de 560 mgL en NH4 de 700 mgL et un rapport de

biodeacutegradabiliteacute faible (DBODCO = 007) Lrsquoeacutetude a eacuteteacute reacutealiseacutee sur un pilote drsquoune

capaciteacute de 65 L Lrsquoanode en DSA (TiTiRuO2) est constitueacutee drsquoun tube concentrique

tandis que la paroi exteacuterieure du reacuteacteur en acier inoxydable fait office de cathode La

source de radiation est assureacutee par une lampe UV drsquoune puissance de 20 W et drsquoune

longueur drsquoonde de 254 nm placeacutee au milieu du reacuteacteur Dans les conditions optimales

de traitement (i = 671 mAcm2 et 25 h de traitement) les taux drsquoabattement sont de

741 pour la DCO de 416 pour le COT et de 945 pour le NH4 Le rapport de

biodeacutegradabiliteacute a aussi eacuteteacute augmenteacute de faccedilon significative de 007 agrave 06 apregraves le

traitement PEC Xiao et al (2013) ont reacutealiseacute la mecircme eacutetude sur un lixiviat preacutetraiteacute par

un proceacutedeacute aeacuterobieanaeacuterobie et une coagulation chimique Apregraves lrsquoeacutetape de

preacutetraitement la DCO et le NH4 ont des valeurs moyennes respectives de 560 et 700

mgL Dans le systegraveme utiliseacute lrsquoanode est constitueacutee de titane et drsquooxyde de rutheacutenium

170

(RuO2Ti) et la cathode de titane Une lampe de mercure agrave basse pression (10 W et 2537

nm) est utiliseacutee comme source de radiation UV Un taux drsquoabattement de 91 de la DCO

et une eacutelimination quasi-complegravete de la couleur et de lrsquoazote ammoniacal ont eacuteteacute

enregistreacutes avec une densiteacute eacutelectrique de 50 mAcm2

et un temps de traitement de 4 h

Des expeacuteriences parallegraveles effectueacutees lors des deux eacutetudes preacuteceacutedentes montrent une

meilleure efficaciteacute du proceacutedeacute PEC par rapport au proceacutedeacute drsquoeacutelectro-oxydation en

termes drsquoeacutelimination de la DCO du COT et du NH4 Ceci peut srsquoexpliquer par la photo-

geacuteneacuteration des radicaux hydroxyles et hypochloreux

Li et al (2013) ont eacutetudieacute le proceacutedeacute drsquoeacutelectro-peroxone sur un concentracirct obtenu agrave la

suite drsquoun traitement biologique et membranaire drsquoun lixiviat Le traitement biologique

est reacutealiseacute avec une succession drsquoun reacuteacteur anaeacuterobique (UASB) drsquoun traitement

anoxie-aeacuterobie suivi drsquoun bioreacuteacteur agrave membrane (MBR) Le traitement membranaire

est effectueacute sur deux modules de nanofiltration et drsquoosmose inverse Le concentracirct issu

des proceacutedeacutes membranaires est principalement constitueacute de composeacutes organiques

reacutefractaires avec une concentration en COT de 1 650 mgL Un meacutelange drsquoozone et de

dioxygegravene est injecteacute dans le reacuteacteur avec un deacutebit de 03 Lmin Le peroxyde

drsquohydrogegravene est geacuteneacutereacute de faccedilon eacutelectrochimique agrave la cathode en carbone PTFE

(Polyteacutetrafluoroeacutethylegravene) agrave partir de lrsquooxygegravene dissout Avec une densiteacute de courant de

175 mAcm2

et un temps de traitement de 4 h le COT est eacutelimineacute agrave 87

171

295 Tendances futures et perspectives des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et leur

couplage avec les proceacutedeacutes biologiques

Bien que lrsquoutilisation des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques pour le traitement des lixiviats ne

soit pas encore tregraves reacutepandue on constate depuis quelques anneacutees de plus en plus

drsquoeacutetudes reacutealiseacutees sur ce sujet Selon la base de donneacutees Scopus (Elsevier) entre 2006 et

2013 70 eacutetudes ont eacuteteacute reacutealiseacutees sur lrsquoutilisation des proceacutedeacutes drsquoEO drsquoEF et drsquoEC pour le

traitement des lixiviats par rapport agrave cinq eacutetudes effectueacutees entre 1994 et 2005

Lrsquoutilisation modeste mais croissante de ces techniques drsquoeacutepuration est favoriseacutee en

partie par le vieillissement des deacutecharges existantes qui produisent des lixiviats

caracteacuteriseacutes par une pollution bio-reacutefractaire et les normes de rejets qui deviennent de

plus en plus contraignantes (Ministegravere Queacutebecois du Deacuteveloppement durable de

lEnvironnement et des Parcs 2005) En guise de comparaison les normes de rejets

concernant les lixiviats des LES sont presque similaires agrave celles des eaux useacutees urbaines

Or ces derniegraveres peuvent ecirctre dans certains cas jusqursquoagrave 10 fois moins polluantes Les

proceacutedeacutes biologiques conventionnels se heurtent agrave la difficulteacute de traiter de faccedilon

convenable les lixiviats matures qui renferment un grand nombre de composeacutes

reacutecalcitrants Les effets directs et indirects du courant eacutelectrique permettent une

deacutegradation partielle ou totale de ces polluants reacutecalcitrants ou de les transfeacuterer dans une

phase insoluble lors de lrsquoEC Les principaux atouts lieacutes agrave lrsquoutilisation des proceacutedeacutes

eacutelectrochimiques sont faible emprise au sol temps de traitement court automatisation

facile utilisation limiteacutee de reacuteactifs bonne performance eacutepuratoire et coucirct raisonnable

Malgreacute les inteacuterecircts qursquoils preacutesentent le potentiel des technologies eacutelectrochimiques reste

encore sous-exploiteacute dans le domaine du traitement des lixiviats Selon la base de

172

donneacutees Scopus depuis lrsquoan 2000 130 eacutetudes ont eacuteteacute reacutealiseacutees sur lrsquoutilisation du

proceacutedeacute classique de Fenton contre 17 eacutetudes sur lrsquoutilisation du proceacutedeacute drsquoeacutelectro-

Fenton pour le traitement des lixiviats Sur cette mecircme peacuteriode de temps on note 56

eacutetudes sur la coagulation chimique contre 8 sur lrsquoeacutelectrocoagulation

Le proceacutedeacute drsquoeacutelectro-oxydation permet agrave la fois drsquoeacuteliminer la DCO et lrsquoazote ammoniacal

tout en augmentant la biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent Cependant les performances de

lrsquoEO sont beaucoup influenceacutees par les ions responsables de lrsquooxydation indirecte On

peut amener agrave ajouter du chlorure de sodium pour activer lrsquooxydation indirecte dans le

cas du traitement des lixiviats ougrave les teneurs en Cl- sont faibles (lt 3 000 mgL) (Chen

2004) Le potentiel toxique des sous-produits organiques chloreacutes formeacutes apregraves lrsquoEO nrsquoest

pas encore explicitement eacutetudieacute dans le cas des lixiviats Une eacutetude effectueacutee par

Naumczyk et al (1996) sur un effluent issu de lrsquoindustrie du textile chargeacute en chlorures

reacutevegravele la formation de plusieurs sous-produits organochloreacutes apregraves traitement drsquoEO

Parmi les sous-produits deacuteceleacutes par les auteurs on peut citer le 11-

dichlorocyclopentene le 23-dichloro-2-meacutethylbutane le Chloromelhylsilane etc Avec

lrsquoavancement de la science des mateacuteriaux lrsquoarriveacutee drsquoautres eacutelectrodes plus performantes

peut rendre la technique drsquoEO plus compeacutetitive Actuellement lrsquoeacutelectrode de diamant

dopeacute au bore (BDD) se distingue des autres avec des reacutesultats tregraves satisfaisants Les

proceacutedeacutes drsquoEO peuvent ecirctre assisteacutes par un proceacutedeacute photochimique afin drsquoaugmenter leur

efficaciteacute drsquoeacutepuration Par exemple (Zhao et al 2010) ont observeacute une augmentation de

27 de lrsquoabattement de la DCO en couplant lrsquoEO avec une source de radiation UV En

reacutealisant le mecircme couplage Xiao et al (2013) ont obtenu une hausse de 27 et de 33

sur la cineacutetique de deacutegradation respective de la DCO et du NH4

173

Le proceacutedeacute drsquoEF est performant pour le traitement de la pollution organique avec

lrsquoimplication du radical hydroxyle qui est un oxydant puissant et non seacutelectif Sa capaciteacute

agrave augmenter le rapport de biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent rend son couplage avec une

filiegravere de traitement biologique inteacuteressant Cependant son inefficaciteacute agrave eacuteliminer le NH4

constitue son principal deacutefaut La condition de traitement en milieu acide (pH lt 4) peut

eacutegalement enfreindre lrsquoutilisation de ce proceacutedeacute quand il srsquoagit de traiter de grand volume

drsquoeffluent Compareacute au proceacutedeacute de Fenton conventionnel le traitement drsquoEF des lixiviats

nrsquoest pas encore suffisamment eacutetudieacute dans tous ses aspects Lors drsquoune opeacuteration de

Fenton classique les deux reacuteactifs (H2O2 et Fe2+

) sont introduits dans le reacuteacteur avec les

proportions souhaiteacutees En revanche il est deacutelicat de respecter un ratio molaire H2O2Fe2+

donneacute quand lrsquoun ou les deux reacuteactifs sont geacuteneacutereacutes de faccedilon eacutelectrochimique Une

divergence existe aussi sur le ratio optimal de H2O2Fe2+

agrave appliquer lors du traitement

des lixiviats Le ratio H2O2Fe2+

varie entre 1 et 12 dans les eacutetudes consulteacutees Ceci est lieacute

en partie agrave la diversiteacute de compositions physico-chimiques des lixiviats et les diffeacuterentes

meacutethodes utiliseacutees pour la deacutetermination de ce ratio Lrsquooptimisation du ratio et des

quantiteacutes de H2O2 et Fe2+

geacuteneacutereacutees permettra de reacuteduire les boues obtenues lors des

eacutetapes de neutralisation en fin de traitement Le couplage du proceacutedeacute drsquoEF avec les

techniques photochimiques lrsquoeacutelectro-photo-Fenton peut augmenter les performances

eacutepuratoires de lrsquoEF mais srsquoaccompagnera drsquoun surcoucirct Zazouli et al (2012) et

Krzysztoszek et Naumczek (2012) ont reacutealiseacute des eacutetudes sur le proceacutedeacute classique de

Fenton coupleacute avec une radiation UV (photo-Fenton) pour le traitement des lixiviats

Leurs reacutesultats ont montreacute une augmentation de lrsquoabattement de la DCO (136 et 224

respectivement) avec le proceacutedeacute photo-Fenton compareacute agrave lrsquoutilisation du Fenton seul Agrave

174

lrsquoeacutetat actuel de nos connaissances aucune eacutetude nrsquoest encore faite sur le traitement des

lixiviats avec lrsquoutilisation du proceacutedeacute drsquoeacutelectro-photo-Fenton

Le proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation est modestement eacutetudieacute en traitement des lixiviats

compareacute au proceacutedeacute traditionnel de coagulation chimique Bien que des eacutetudes reacutecentes

aient montreacute les avantages de lrsquoEC en termes de quantiteacute de boues produites et

drsquoeacutelimination de la DCO (Ilhan et al 2008 Mariam et Nghiem 2010) la coagulation

chimique est encore largement utiliseacutee LrsquoEC preacutesente lrsquoavantage de combiner agrave la fois

les pheacutenomegravenes physico-chimiques (coagulation preacutecipitation complexation) et

eacutelectrochimiques (eacutelectro-flottation oxydation directe et indirecte) Elle peut ecirctre opeacutereacutee

dans une large gamme de pH Son efficaciteacute agrave eacuteliminer les grosses moleacutecules et la

turbiditeacute fait qursquoil est parfois utiliseacute comme eacutetape de preacutetraitement ou de traitement

tertiaire Cependant les limitations des transferts de masse et la gestion des reacutesidus

drsquohydroxydes meacutetalliques formeacutes peuvent expliquer la sous-utilisation de lrsquoEC Les

eacutetudes de laboratoire se font geacuteneacuteralement avec des cellules eacutelectrolytiques de formes

paralleacuteleacutepipeacutediques La conception et lrsquoexpeacuterimentation drsquoautres types de reacuteacteurs

permettront drsquooptimiser lrsquohydrodynamique du milieu et de reacuteduire la limitation des

transferts de masse Lrsquoeffet des configurations monopolaire et bipolaire des eacutelectrodes

pendant lrsquoEC des lixiviats reste un sujet agrave eacutetudier

Le couplage des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et biologiques preacutesente trois principaux

avantages lrsquoaugmentation des performances eacutepuratoires la reacuteduction des coucircts

drsquoopeacuteration et la diminution des temps de traitement Pour le traitement des lixiviats

laquo maturesraquo caracteacuteriseacutes par une forte preacutesence en composeacutes reacutefractaires les proceacutedeacutes

eacutelectrochimiques permettront de deacutegrader une partie des composeacutes reacutefractaires et

175

drsquoaugmenter la biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent Lrsquoordre de la disposition des ouvrages

eacutelectrochimiques et biologiques deacutepend des besoins du traitement De ce fait on peut

placer le proceacutedeacute biologique en amont afin de traiter les composeacutes biodeacutegradables et de

finir le traitement des composeacutes reacutecalcitrants par le proceacutedeacute eacutelectrochimique Lrsquoautre

disposition consiste agrave placer le proceacutedeacute eacutelectrochimique en amont pour augmenter la

biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent et de finir avec un traitement biologique Il est important de

choisir un proceacutedeacute biologique capable de traiter lrsquoazote ammoniacal dans le cas du

couplage avec certains proceacutedeacutes eacutelectrochimiques Crsquoest le cas des proceacutedeacutes drsquoEF drsquoEC

et drsquoEP qui preacutesentent une faible efficaciteacute par rapport agrave lrsquoeacutelimination de lrsquoazote

ammoniacal Lrsquoeffluent peut ecirctre carenceacute en nutriments dans le cas ougrave le proceacutedeacute

biologique est placeacute en aval de la filiegravere eacutelectrochimique Crsquoest le cas du phosphore dont

la concentration est geacuteneacuteralement faible dans les lixiviats matures Sur 106 lixiviats

matures eacutetudieacutes Kjeldsen et Christophersen (2001) ont rapporteacute une valeur moyenne de

Pt = 27 mgL Dans certains cas on peut ecirctre ameneacute agrave rajouter une source de phosphore

afin de respecter lrsquoeacutequilibre nutritif des bacteacuteries (Imai et al 1995) La majeure partie

des eacutetudes est reacutealiseacutee sur des lixiviats preacutetraiteacutes par une filiegravere biologique existante Des

eacutetudes deacutetailleacutees qui srsquointeacuteressent agrave la fois aux proceacutedeacutes biologiques et eacutelectrochimiques

restent rares En vue drsquoaugmenter les performances eacutepuratoires et de lever les incertitudes

techniques qui planent sur ce couplage des eacutetudes plus deacutetailleacutees devront ecirctre reacutealiseacutees

dans le futur Lors de ses eacutetudes lrsquoinfluence du traitement biologique sur la qualiteacute de

traitement eacutelectrochimique devrait ecirctre clarifieacutee et vice-versa Des eacutetudes drsquooptimisation

des diffeacuterents paramegravetres opeacuteratoires de chacun des deux proceacutedeacutes permettront

drsquoaugmenter lrsquoefficaciteacute du couplage tout en reacuteduisant les coucircts opeacuteratoires

177

210 Conclusion

Au cours de cette revue de litteacuterature nous avons abordeacute les trois principaux proceacutedeacutes

eacutelectrochimiques (lrsquoeacutelectro-oxydation lrsquoeacutelectro-Fenton et lrsquoeacutelectrocoagulation) appliqueacutes

au traitement des lixiviats Leurs combinaisons avec les proceacutedeacutes biologiques sont

eacutegalement eacutetudieacutees Les trois proceacutedeacutes eacutelectrochimiques preacutesentent un avantage commun

qui est la faculteacute de traiter les composeacutes reacutefractaires preacutesents dans les lixiviats Les

meacutecanismes reacuteactionnels qui rentrent en jeu pendant le traitement sont diffeacuterents drsquoun

proceacutedeacute agrave un autre Pendant lrsquoEO les reacuteactions directes et indirectes qui impliquent le

radical hydroxyle et drsquoautres oxydants intermeacutediaires sont responsables de la deacutepollution

Lors du traitement EF le radical hydroxyle issu de la reacuteaction entre le peroxyde

drsquohydrogegravene et lrsquoion ferreux est agrave lrsquoorigine de la deacutegradation des polluants organiques

Concernant lrsquoEC le meacutecanisme de deacutepollution est plus complexe car diffeacuterents

pheacutenomegravenes eacutelectrochimiques (eacutelectro-flottation oxydation directe et indirecte) et

physico-chimiques (coagulation preacutecipitation complexation) rentrent en jeu Drsquoune

faccedilon geacuteneacuterale les principaux paramegravetres opeacuteratoires qui influencent lrsquoefficaciteacute de ces

proceacutedeacutes sont la densiteacute de courant le temps de traitement le type drsquoeacutelectrode utiliseacute la

distance inter-eacutelectrodes et la conductiviteacute du milieu Toutefois lrsquooptimisation de certains

paramegravetres est essentielle pour une meilleure performance du traitement eacutelectrochimique

Crsquoest le cas du pH qui doit ecirctre dans une gamme de 2 agrave 45 lors du proceacutedeacute drsquoEF

Les proceacutedeacutes eacutelectrochimiques utiliseacutes dans les conditions optimales donnent des

reacutesultats satisfaisants en termes drsquoeacutelimination de la DCO (20 agrave 90 drsquoabattement selon le

proceacutedeacute utiliseacute et la concentration initiale) de la couleur et des germes pathogegravenes

Lrsquoutilisation de ces proceacutedeacutes pour le traitement des lixiviats laquo matures raquo permet

178

drsquoeacuteliminer les composeacutes bio-reacutefractaires et drsquoaugmenter la biodeacutegradabiliteacute de lrsquoeffluent

Bien que lrsquoapplication des technologiques eacutelectrochimiques pour le traitement des

lixiviats soit en pleine expansion plus drsquoeacutetudes devront ecirctre faites pour lrsquooptimisation de

ces proceacutedeacutes Les proceacutedeacutes drsquoeacutelectrocoagulation drsquoeacutelectro-Fenton et drsquoeacutelectro-photo-

Fenton sont modestement eacutetudieacutes en comparaison des proceacutedeacutes traditionnels de

coagulation chimique et de Fenton Ceci est justifieacute par quelques deacutesavantages que

preacutesentent ces techniques La condition de traitement en milieu acide pendant lrsquoEF peut

ecirctre un frein lors du traitement de grand volume de lixiviat La gestion des boues

chargeacutees en reacutesidus meacutetalliques est une contrainte qui doit ecirctre prise en compte lors de

lrsquoutilisation des proceacutedeacutes drsquoEF et drsquoEC Les besoins eacutenergeacutetiques que requiegraverent ces

proceacutedeacutes peuvent augmenter les coucircts de traitement agrave lrsquoeacutechelle industrielle

Le couplage des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et biologiques permet drsquoaugmenter les

performances eacutepuratoires tout en reacuteduisant les coucircts et les temps de traitement Lrsquoordre de

disposition des deux proceacutedeacutes deacutepend des besoins du traitement Toutefois des eacutetudes

approfondies sont neacutecessaires pour clarifier lrsquoinfluence de chaque proceacutedeacute sur lrsquoautre

proceacutedeacute selon son placement dans la filiegravere de traitement

211 Remerciements

Ce travail a eacuteteacute reacutealiseacute en collaboration avec le CRIQ (Centre de recherche industrielle du

Quebec) et les compagnies E2metrix et Gesterra Il a eacutegalement reccedilu le soutien financier

du CRIBIQ (Consortium de recherche et innovations en bioproceacutedeacutes industriels au

Queacutebec) et de MITACS

179


Aloui F Fki F Loukil S amp Sayadi S (2009) Application of combined membrane

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CHAPITRE 3

COUPLING BIOFILTRATION PROCESS AND ELECTROCOAGULATION

USING MAGNESIUM-BASED ANODE FOR THE TREATMENT OF LANDFILL

LEACHATE


DrsquoEacuteLECTROCOAGULATION UTILISANT UNE ANODE Agrave BASE DE

MAGNEacuteSIUM POUR LE TRAITEMENT DES LIXIVIATS DES SITES

DrsquoENFOUISSEMENT

Le chapitre 3 traite le sceacutenario 1 qui consistait agrave installer le proceacutedeacute de biofiltration avant

le proceacutedeacute drsquoeacutelectrocoagulation Une eacutelectrode agrave base de magneacutesium a eacuteteacute utiliseacutee lors

des expeacuteriences drsquoeacutelectrocoagulation Les performances des deux proceacutedeacutes ont eacuteteacute

eacutevalueacutees et discuteacutees dans ce chapitre Certaines observations faites avec lrsquoutilisation de

lrsquoanode en magneacutesium (sensibiliteacute agrave lrsquoalcaliniteacute et hausse du pH) ont eacutegalement eacuteteacute

eacutetudieacutees afin drsquoy amener des eacuteleacutements de reacuteponse Ces travaux sont en lien avec les

objectifs speacutecifiques 1 2 et 3 Le Chapitre 3 est constitueacute de lrsquoarticle suivant

Dia Oumar Drogui Patrick Buelna Gerardo Dubeacute Rino (2016)

Coupling biofiltration process and electrocoagulation using magnesium-based anode

for the treatment of landfill leachate Journal of Environmental Management 181

477-483 DOI 101016jjenvman201606067

201

3 COUPLING BIOFILTRATION PROCESS AND

ELECTROCOAGULATION USING MAGNESIUM-BASED ANODE

FOR THE TREATMENT OF LANDFILL LEACHATE

31 Abstract

In this research paper a combination of biofiltration (BF) and electrocoagulation (EC)

processes was used for the treatment of sanitary landfill leachate Landfill leachate is

often characterized by the presence of refractory organic compounds (BODCOD lt 013)

BF process was used as secondary treatment to remove effectively ammonia nitrogen (N-

NH4 removal of 94) BOD (94 removed) turbidity (95 removed) and phosphorus

(more than 98 removed) Subsequently EC process using magnesium-based anode was

used as tertiary treatment The best performances of COD and color removal from landfill

leachate were obtained by applying a current density of 10 mAcm2 through 30 min of

treatment The COD removal reached 53 whereas 85 of color removal was recorded

It has been proved that the alkalinity had a negative effect on COD removal during EC

treatment COD removal efficiencies of 52 41 and 27 were recorded in the

presence of 10 20 and 30 gL of sodium bicarbonate (NaHCO3) respectively

Hydroxide ions produced at the cathode electrode reacted with the bicarbonate ions to

form carbonates The presence of bicarbonates in solution hampered the increase in pH

so that the precipitation of magnesium hydroxides could not take place to effectively

remove organic pollutants

202

32 Keywords

Landfill leachate biofiltration biofilter biological treatment electrocoagulation

magnesium electrode alkalinity

33 Introduction

Landfilling is one of the most common ways to manage municipal solid wastes

However this technic can be related with some environmental issues if the landfill is not

monitored properly For example percolation of rainwater into the landfill leads to the

production of an effluent polluted with organic inorganic and microbial materials called

landfill leachate that has the potential threat for both groundwater and surface water

(Lema et al 1988)

Landfill leachate characteristics can be defined by several parameters operating modes

(degree of compaction height waste etc) nature of waste local climate geological

features of the site age of landfill etc Among these factors age of landfill have a major

importance on landfill leachate composition Accordingly landfill leachate could be

divided into three types young intermediary and mature or stabilized landfill

leachate (Renou et al 2008) The young landfill leachates having an age up to 5 years

are characterized by high concentration of biodegradable organic compounds (Harmsen

1983) By comparison mature landfill leachate having more than ten years are

characterized by refractory organic compounds (Ehrig 1989)

Biological processes are often used to treat young landfill leachate due to their

biodegradability According to the literature many biological processes such as aerated

lagoon (Robinson and Grantham 1988) activated sludge (Kettunen et al 1996)

203

attached biomass (Li et al 2010 Martienssen et al 1995) membrane bioreactor (MBR)

(Ahmed and Lan 2012) sequencing batch reactor (SBR) (Dollerer and Wilderer 1996)

and others had been applied for landfill leachate treatment Among biological processes

biofiltration technology has many advantages such as low footprint and good resistance

to the variation of volumetric loading (Galvez et al 2009 Pujol et al 1994 Xie et al

2010a) The materials used as media could be categorized as inorganic (plastic pozzolan

glass bead expanded clay etc) and organic (peat wood chips compost activated carbon

etc) Peat based biofilters have been founding increased use as they showed high

efficiency for biodegradable organic carbon and nitrogen removal (Champagne and

Khalekuzzaman 2014 Heavey 2003 Kangsepp and Mathiasson 2009 Kotildeiv et al

2009) due to its a high specific surface for microorganisms (Buelna et al 2008

Couillard 1994) In addition the presence of some chemicals groups on its surface

(alcohol aldehydes ketones acids and ethers) could be involved in the depollution

process by interacting with pollutants throughout adsorption complexation chelation and

ions exchanges reactions (Couillard 1994)

Although the effectiveness of biological systems is well known for biodegradable landfill

leachate biological methods do not generally provide the necessary quality of treatment

for wastes containing refractory organic pollutants (Galvez et al 2009) For example

humic substances contained in landfill leachate are difficult to oxidize biologically

To tackle this issue combined treatment methods have been finding increased use

biological treatment followed by physical-chemical treatment Physical chemical process

is often employed as tertiary treatment after biological treatment (Galvez et al 2009)

Different types of physicochemical electrochemical membrane filtration and advanced

204

oxidative processes have been integrated with biological processes Among these

technologies electrocoagulation process is a promising technique that can be coupled

with biological process in order to improve the effectiveness of landfill leachate

treatment The principle of EC is to generate in-situ coagulants using an electrical

potential difference These coagulants can agglomerate colloidal suspensions and form

insoluble metal hydroxides on which organic matter could be adsorbed

Even though the combination of biological and electrocoagulation processes for landfill

leachate treatment has been rarely reported in the literature however it has been tested

for the treatment of different types of effluents such as bleaching effluent (Antony and

Natesan 2012) grey water (Bani-Melhem and Smith 2012) industrial effluents (Moises

et al 2010) municipal wastewater (Stafford et al 2014) and synthetic wastewater (Yu

et al 2006) In these studies satisfactory results were obtained in terms of organic

matters suspended solids and phosphorus removal

The objective of this research project was to study the feasibility of coupling a biological

process (biofiltration) with an electrochemical process (electrocoagulation) for the

treatment of mature landfill leachate Hence the biological system was placed before

the electrochemical process The efficiency of biofiltration in terms of nitrogen organic

matters and turbidity removal was investigated whereas for the electrochemical

treatment the influence of current density treatment time and alkalinity on residual COD

removal was considered

205

34 Materials and methods

341 Landfill leachate

Landfill leachates used throughout this study were taken from a municipal landfill site of

Saint-Rosairersquos City Queacutebec Canada This landfill area is 44 ha having a landfilling

capacity of 65000 tonsyear The annual flow rate of leachate production is around 100

m3d Landfill leachates were stored in three open sky tanks each one having 2750 m

3 of

capacity The sampling was taken from the storage tanks with the average frequency of

three weeks Samples were collected in polypropylene buckets and kept at 4degC before

use

342 Biofiltration experimental unit

A PVC column was used as biofilter unit with a dimension of 2 m (height) x 02 m

(inside diameter) The biofilter system used indigenous microflora bacteria fixed on an

organic support mainly comprised of peat and wood shavings The filter media was

arranged vertically as follows (from the top to the bottom) 10 cm of wood ships 30 cm

of a mixture of 80 (vv) wood + 20 (vv) peat + 5 (vv) of calcite 30 cm of wood

ships 90 cm of 80 (vv) wood ships + 20 (vv) peat + 5 (vv) calcite The calcite

was added in the filter media in order to buffer the pH and to provide a mineral carbon

source for autotrophic microorganisms The landfill leachate was filtered by percolation

The biofilter acclimation was performed by gradually increasing the hydraulic loading

rate inside the biofilter unit Once the acclimation was completed the inlet flow rate was

set at around 53 Ld corresponding to a hydraulic loading rate of 017 m3m

2d The

206

column was aerated by injecting compressed air from the bottom with a flow rate of 5

Lmin The air was moistened through a hermetic water balloon before being injected in

the column It is worth noting that the pilot worked at room temperature (22 degC) The

biofilter clogging was monitored by measuring every four days the output flow rate of the

biofilter and checking regularly if there was appearance of stagnant liquid on the surface

of the biofilter unit

343 Electrochemical cell

A cylindrical electrolysis cell having 15 L of capacity was used This electrolytic unit

was comprised of two concentrical electrodes (Figure 31) The cylindrical anode

electrode (798 cm length x 19 cm diameter) was made of alloy based magnesium having

a working surface area of 476 cm2 The hollow cylindrical cathode electrode (72 cm

length and 5 cm inner diameter) was made of stainless steel (SS) and having a surface

area of 1130 cm2 The assays were carried out in a closed loop depicted schematically in

Figure 31 A conical reservoir (to introduce wastewaters in the system) a centrifugal

pump and the electrolytic cell constitute the loop The electrochemical tests were

conducted in a batch recirculation mode with a liquid flow entering in the top of the cell

The electrochemical cell was provided by E2Mextrix Inc Sherbrooke Queacutebec Canada

The electrochemical cell was operated under galvanostatic conditions Current intensities

were imposed by means of a DC power source Xantrex XFR40-70 (Aca Tmetrix

Mississauga ON Canada) with a maximum current rating of 70 A at an open circuit

potential of 40 V Due to high conductivity of landfill leachate no electrolyte salt was

added during the EC process 30 mL aliquot was taken from the reactor at different

207

treatment time and then naturally settled down for at least one hour and finally

supernatant was collected for the analysis

Figure 3-1 Electrochemical cell

344 Analytical details

pH was measured by a pH meter (Accumet Excel XL25 - pH mV Temp Ion Meter

Fisher Scientific Co) with a Cole-Palmer double junction electrode (AgAgCl reference)

Turbidity was determined by a turbidimeter (2100N Laboratory Turbidimeter EPA 115

208

Vac HACH) Chemical oxygen demand (COD) was measured by the colorimetric

method (closed Reflux) certified by the APHA (APHA 1998) Ammonia (N-NH4) and

ortho-phosphate (P-PO4) concentrations were simultaneously analyzed by QuikChem

method 10-107-06-2-B and QuikChem method 10-115-01-1-B respectively using Lachat

Instrument Samples of COD NH4 and PO4 were acidified under pH 2 before analysis

Measurement of BOD5 was carried out by an accredited laboratory (AGAT Laboratories

Quebec Canada) BOD5 was analyzed according to APHA standard method (APHA

2012) BOD samples were frozen before being sent to the laboratory The color was

estimated by UV-visible spectrophotometry (Cary 50 Varian Canada Inc Mississauga

ON Canada) with the platinum-cobalt method approved by the APHA (APHA 2005) In

this case the color measured is the true color which requires a filtration step to 045 μm

or centrifugation at 15000 g for 15 minutes The alkalinity was measured by titration

method using a diluted mineral acid (H2SO4 002 N) The endpoint titration was detected

using colored indicators phenolphthalein and methyl orange (Doreacute 1989) In the

presence of phenolphthalein (and at a pH around 83 ndash 10) hydroxide ions and the half of

the carbonate ions were measured This operation allowed determining the

phenolphthalein alkalinity (p-alk) In the presence of methyl orange (at a pH around 32 ndash

44) the sum of hydroxides carbonates and bicarbonates ions were measured This

operation allowed determining the methyl orange alkalinity (m-alk) or total alkalinity

The difference between methyl orange alkalinity (m-alk) and phenolphthalein alkalinity

(p-alk) allowed determining the concentration of bicarbonate (HCO3-) Then the

concentration of carbonate (CO32-

) was determined using the following equation

(Equation 31)

209

Eacutequation 3-1

35 Results and discussion

351 Characteristics of raw landfill leachate

Table 31 shows the physicochemical characteristics of the raw leachate The low

biodegradability ratio (BODCOD = 009) indicated the presence of high proportion of

refractory organic matter in the landfill leachate These organic compounds are mainly

comprised of humic substances (humic acids and fulvic acids) In addition the slightly

basic pH was mainly due to the absence of volatile fatty acids indicating the end of the

acidogenic transformation and the establishment of methanogenic phase (Kjeldsen et al

2002) The mature characteristic of the leachate can also justify the low metals and

phosphate concentrations The relatively basic pH (74 ndash 88) and high alkalinity (2418 -

3198 mg CaCO3L) values recorded in the landfill leachate contributed to metals and

phosphate precipitation (Bozkurt et al 1999 Kjeldsen et al 2002)

210

Tableau 3-1 Raw landfill leachate characteristics

Parameters Units Average values Min

Values Max values n

1

Total COD mgL 765 534 1332 74

BOD5 mgL 70 12 110 11

BODCOD - 009 002 013 11

TSS mgL 30 30 30 1

Turbidity NTU 1069 171 319 74

Conductivity mScm 798 798 798 1

pH - 821 748 88 69

Alkalinity mg CaCO3L 2750 2418 3198 6

N-NH4 mgL 342 221 444 72

N-NO3 + N-NO2 mgL 064 064 064 1

P-PO4 mgL 233 024 98 67

Zn mgL 007 004 010 2

Fe mgL 26 19 331 2

Volatile Fatty

Acids (VFA) mgL ND

2 ND

2 ND

2 1

1n = Number of tests

2ND = Not detected

352 Treatment of landfill leachate using biofiltration (BF) process

3521 Ammonia (NH4) removal using BF system

Figure 32 shows the changes in ammonia concentrations in the influent and effluent

during the treatment using biofiltration process At the beginning of the acclimation

period low ammonia concentrations were recorded in the effluent due to physical

adsorption of ammonia onto the biofilter media However the concentration of ammonia

increased gradually in the effluent after the saturation of the active sites of the biofilter

media The stripping of NH3 (g) can also contributed to nitrogen removal during the start-

up period (Garzoacuten-Zuacutentildeiga et al 2005) Meanwhile the biomass was gradually

developed and acclimatized in the biofilter unit The effect of this acclimation can be

211

seen by measuring the residual concentrations of ammonium-nitrogen (close to zero) at

the outlet of the biofilter system A period of 30 days was required to sufficiently develop

and acclimatized nitrifying bacteria By examining the Figure 32 it was deduced that

variations of the NH4 concentration in the influent have a negative influence on the NH4

concentration at the outlet This was specially observed during a period of 74 days (ie

from 103rd

day to 177th

day of treatment period) with significant fluctuations of ammonia

loading rate at the inlet of the bio-filter system Since the amount of biodegradable

organic carbon in the reactor was limited the autotrophic nitrification and NH3 stripping

were the principal mechanisms of nitrogen removal Therefore the amount of autotrophic

biomass in the reactor was proportional to the ammonia loading rate applied in the

biofilter system Hence a sudden increase in NH4 concentration in the influent could

have a negative impact on nitrogen removal because the autotrophic biomass will face a

nitrogen load superior to its nitrification capacity This leads to an increase in NH4

concentration at the outlet of the biofilter unit Despite the loading rate changes observed

during this period the biofilter showed a good performance in terms of ammonia removal

with an average removal of 94 (recorded from day 103rd

to day 177th

) The average

value of ammonia concentration after BF was 13 mgL of N-NH4 This is close to the

standard value (10 mgL of N-NH4) sets by the Queacutebec Province regulation (MDDELCC

2009) The significant fluctuations of NH4 concentration in the influent were mainly due

to seasonal variations in the landfill leachate characteristics Nitrate measurement at day

126th

revealed a nitrate concentration of 240 mg N-NO3L at the outlet This

corresponding to 81 removal of ammonia (NH4 inlet = 312 mg N-NH4l and NH4 outlet

= 16 mg N-NH4L) In fact nitrification was the dominant mechanism of nitrogen

212

removal in the biofilter The amount of nitrogen stripped out of the reactor could be

calculated using the following equation (Equation 32) (Anthonisen et al 1976)

Eacutequation 3-2 (

)

(

)

Where Kb and Kw are ionization constants of ammonia equilibrium and water

respectively The ratio KbKw can be expressed as a function of the temperature (Equation

33)

Eacutequation 3-3

( ( ))

According to theses equations and considering an ammonia concentration of 312 mgL a

temperature of 22C and a pH of 865 the amount of N-NH3 removed by stripping will be

53 mgL corresponding to 18 of total NH4 removal Biological nitrification and NH3

stripping represent almost 100 of ammonia removal in the biofilter pilot However

other mechanisms such as assimilation denitrification adsorption and

chemodenitrification could also take place (Garzoacuten-Zuacutentildeiga et al 2005)

213

Figure 3-2 NH4 concentration changes in the biofilter system (hydraulic load =

017 m3m

2d temperature = 22

C air flowrate = 5 Lmin)

3522 COD removal using BF system

Figure 33 shows the changes in COD concentrations of landfill leachate before and after

treatment using BF system Low COD concentrations were recorded in the effluent

during the first days of treatment However the residual COD concentration recorded at

the outlet of the BF system gradually increased after the saturation of the adsorption sites

in the biofilter medium Few days after the start-up period (day 12th

) high COD

concentrations were obtained at the outlet of the biofilter unit These relative high COD

concentrations were due to the leaching of humic substances from peat media The

biofilter was then stable from day 21th

to day 66th

where the COD removal was about

214

35 After this period low COD efficiency was recorded (around 5) with a dark

brownish color of the effluent (day 73th

to 194th

) Surprisingly in some samples (ie day

97th

to 108th

and day 140th

to 163rd

) the COD concentrations in the effluent were higher

than those measured in the influent The increase in COD in the treated effluent (higher

than the values recorded in the influent) was mainly attributed to the leaching of humic

substances from peat media As explained in the Material and Methods section the bio-

filter system used indigenous microflora bacteria fixed on an organic support mainly

comprised of peat and wood shavings Given the refractory nature of these compounds

(humic substances) they were not degraded by the microorganisms It is worth noting

that the average value of pH measured in the influent was 82 plusmn 023 (raw landfill

leachate) By comparison after bio-filtration treatment the average value was 87 plusmn 024

During the tests the pH values measured at the outlet of the bio-filter system were higher

than those measured at the inlet Sometime the pH values measured at the outlet were

very close to pH 90 (for instance for the days 133 and 143) especially when the COD

recorded at the outlet were relatively high This increase in pH contributed to humic

substances leaching from wood chips and peat so that the coloration of the effluent

increased leading to the increase in COD As already mentioned above (section 342)

the filter media contained calcite The calcite was added in the filter media in order to

buffer the pH and to provide a mineral carbon source for autotrophic microorganisms

Inside the bio-filter system the pH was more basic so that it can contribute to release

humic substances from the organic support (peat and wood shavings) Additional

experiments were conducted in order to investigate the effect of pH on humic substances

release in solution Results showed that an increase of pH to around 9 induced more

215

humic substances in solution so that color and COD increased (Figures 34 and 35) The

relatively low COD removal obtained in the present study was consistent with those

recorded by other authors using peat biofilters for the treatment of landfill leachate For

instance Kotildeiv et al (2009) reported that less than 10 of COD removal was obtained

while applying a biofiltration process for the treatment of a mature landfill leachate

through a peat based media


2d

temperature = 22C air flowrate = 5 Lmin)

216

Figure 3-4 COD of the Outlet with different pH of the influent with a hydraulic

load of 0175 m3m

2d

0

200

400

600

800

1000

1200

0 10 20 30 40 50 60 70 80

CO

D (

mg

L)

Time (day)

Reactor pH = 7

Reactor pH = 9

Reactor pH = 11

217

Figure 3-5 Color of the outlet with different pH of the influent with a hydraulic

load of 0175 m3m

2d

3523 Other parameters (BOD5 PO4 turbidity and pH)

BOD5 concentrations in the influent were low (around 70 mg O2L) A large portion of

the BOD5 was eliminated after biofiltration The average BOD5 value measured at the

outlet of the biofilter unit was 12 mg O2L After acclimation period the residual BOD5

concentrations were below the detection limit (4 mg O2L) This represents a BOD5

removal higher than 94 After BF the effluent met the discharge standards defined by

Queacutebec legislation in terms of BOD5 (65 mg O2L)

0

500

1000

1500

2000

2500

0 10 20 30 40 50 60 70 80

Co

lor

(TC

U)

Time (day)

Reactor pH = 7

Reactor pH = 9

Reactor pH = 11

218

The phosphorus concentration measured at the inlet of the biofilter unit was relatively

low (around 23 mg P-PO4L) These low initial phosphate concentrations were linked to

the nature of landfill leachate (mature leachate) After biological treatment residual P-

PO4 concentrations were below the detection limit (02 mgL of P-PO4) However the

phosphorus deficiency did not seem to have a significant negative impact on the

autotrophic biomass activity According to Vanhooren (2002) in the trickling filter

phosphate uptake is limited because this latter can be recycled inside the biofilm

The porous structure of the biofilter media has allowed getting good removal of the

influent turbidity The turbidity in the inlet was estimated to around 107 NTU An

average of turbidity removal of 95 was obtained with a residual turbidity value around

5 NTU

Figure 36 shows the changes in pH before and after bio-filtration treatment Against all

odds an increase in pH value after biofiltration was observed Considering the acidifying

nature of the peat and the acidification related to the nitrifying biomass activity a

decrease in pH was expected after biological treatment In contrast the pH passed from

82 (in the influent) to 87 after biofiltration The degassing of dissolved CO2 via the

aeration in the biofilter unit could justify the increase of the pH The reaction of the

dissolution of carbon dioxide in water can be expressed as follow (Equations 34 and

35)

Eacutequation 3-4

Eacutequation 3-5

219

By the aeration the dissolved CO2 will be stripped and the reaction 33 moves to the left

side leading to the consumption of hydronium ions and an increase in pH A similar

phenomenon of increase in pH was observed by Champagne and Khalekuzzaman (2014)

after the aeration of landfill leachate


2d


7

75

8

85

9

95

10

0 50 100 150 200 250

pH

time (days)

Inlet pH

Outlet pH

220

353 Electrocoagulation (EC) of landfill leachate obtained from the biofiltration

process

After biological treatment the pre-treated landfill leachate was subjected to

electrocoagulation treatment During the EC process the effects of treatment time

current density and alkalinity were investigated on COD removal efficiency The pH was

also monitored before and after electrochemical treatment

3531 The current density and treatment time effect

Different current densities (3 mA to 30 mAcm2) and treatment time (5 10 15 20 and 30

min) were investigated The results obtained in terms of the residual COD removal are

summarized in figure 37 For a given treatment time an increase in COD removal was

observed when the applied current density increased due to the fact that the applied

current was proportional to the amount of ionized metal (Faradays law) As the current

increased more magnesium ions would be generated which was beneficial for

electrocoagulation and co-precipitation processes Low COD removal (29) was

obtained after 30 minutes of EC treatment with low current density (3 mAcm2) For

higher current densities (10 to 30 mAcm2) a rapid decrease of residual COD

concentration was achieved during the first 10 min (69-73 of total COD removal) and

after that the residual COD decreased slowly until the end of the experience The sharp

decrease of COD during the first 10 min was likely due to the combined effects of

cathodic reduction and destabilization of colloidal organic compounds Indeed a thin

brownish deposit layer observed on the cathodic electrode surface after EC gave an

221

indication of the cathodic reduction phenomenon These results were consistent with

those recorded by Asselin et al (2008) while using EC process for the treatment of

slaughterhouse wastewater The slight COD decrease recorded after 10 min was mainly

attributed to others mechanisms such as co-precipitation complexation and adsorption of

organic matters onto the metallic hydroxides surface Base on the results discussed above

current density of 10 mAcm2 and 30 minutes were selected as the best conditions for the

EC treatment in terms of energy consumption and effectiveness Under these conditions

relatively high color (85) and COD (53) were removed These conditions were

applied in the next step of this study

Figure 3-7 Influence of current density and treatment time on COD removal

(working volume = 15 L initial pH = 84 conductivity = 572 mScm

cathode = stainless steel)

222

3532 pH changes during electrochemical treatment

Figure 38 shows the changes in pH of the landfill leachate during EC treatment when a

current density of 10 mAcm2 was imposed The pH increased rapidly over the first 5 min

of the treatment (passing from 84 to 10) and then remained quite stable until the end of

experiment This increase in pH can be explained by the combination of two aspects (i)

production of hydroxide ions at the cathode through the electrochemical reduction of

water and (ii) high pH required for the precipitation of magnesium hydroxide Mg(OH)2

The pH required for magnesium hydroxide precipitation is around 95 to 11 dependently

on magnesium ion concentrations in solution In this case the precipitation of magnesium

hydroxide was observed around pH 10 It is worth noting that the presence of magnesium

in solution was due to anodic dissolution during electrolysis Magnesium ions could not

precipitate if a pH around 10 was not reached in solution A period of 5 min was required

to increase the pH around 10 and to start the precipitation of magnesium so that the pH

remained quite stable until the end of experiment

223

Figure 3-8 pH changes during EC process (Current density = 10 mAcm2

working volume = 15 L initial pH = 84 conductivity = 572 mScm


3533 The alkalinity effect

Landfill leachate can contain high concentrations of alkalinity In order to investigate the

influence of alkalinity on the EC efficiency the bio-filtered landfill leachate was spiked

with different concentrations of sodium bicarbonate (NaHCO3) (1 2 and 3 gL) to

artificially increase the alkalinity Residual concentrations of COD carbonate (CO32-

) and

bicarbonate (HCO3-) were measured A current density of 10 mAcm

2 was imposed

The changes in HCO3- and CO3

2- concentrations during EC treatment are presented in

Figures 39a and 39b respectively HCO3- concentrations decreased and a complete

disappearance was recorded over 30 min of electrolysis irrespective of the initial HCO3-

224

concentration imposed Indeed during electrolysis hydroxide ions generated at the

cathode react with HCO3- according to Equation 36 By comparison there was an

increase in CO32-

concentration during the 10-20 first minutes of electrolysis followed by

a gradual decrease of CO32-

concentration

Eacutequation 3-6

According to Figures 39a and 39b for each concentration of sodium bicarbonate

imposed carbonate ions concentration started to decrease whenever the bicarbonate ions

were totally transformed For instance in the case of 10 gL of NaHCO3 it took 10

minutes of electrolysis to completely transform HCO3- into CO3

2- whereas 15 and 20

minutes of electrolysis were required to completely transform HCO3- into CO3

2- when the

initial concentrations of NaHCO3 were 20 gL and 30 gL respectively Since the

current density was the same in all the three cases the higher the concentration of HCO3-

in solution the longer the electrolysis time was to transform HCO3- into CO3

2

The acid-base couple HCO3-CO3

2- plays a buffer role which resists to the increase of pH

induced by the electrochemical reduction of water When the initial concentration of

NaHCO3 increased in solution the pH increased less rapidly (Figure 310) Figure 311

shows the relationship between NaHCO3 concentration and the treatment time required

for metal precipitation during electrolysis For instance the metal hydroxides were

formed within 5 minutes of treatment time in the absence of NaHCO3 However in the

presence of 1 2 and 3 gL of NaHCO3 the times required for magnesium hydroxide

precipitation were 15 20 and 30 minutes respectively Alkalinity had a negative effect

on the efficiency of EC treatment using a magnesium-based anode since it delayed the

magnesium hydroxide formation and consequently increased the treatment time and

225

energy consumption Likewise the precipitation of CO32-

ions with Ca2+

and Mg2+

could

form respectively CaCO3 and MgCO3 leading to a reduction of the active surface of

electrodes This phenomenon was observed by Hug and Udert (2013) while studying

struvite precipitation using magnesium-based anodes

The changes in COD during EC treatment (Figure 312) shows that as the initial

concentration of NaHCO3 increased in the landfill leachate the depurative efficiency

decreased For instance residual COD concentrations of 263 323 and 405 mgL were

recorded after 20 min when 1 2 and 3 gL of NaHCO3 were respectively added This was

related to the fact that more metal residues were formed with low sodium bicarbonate

concentrations The presence of metallic residues in solution promotes the removal of

organic compounds through the processes of coagulation and co-precipitation

Nevertheless COD removal was observed in the samples where there was no metallic

residues formation As discussed previously this COD removal was likely due to

cathodic reduction of organic compounds However no significant color removal was

observed before the formation of metal hydroxides (Figure 311) From this experience

we proved that alkalinity had a negative effect on EC process using magnesium based-

electrode However the alkalinity of the effluent after BF was not very high (around

500 mg of CaCO3L) to hamper the EC process This low alkalinity is related to the fact

that autotrophic nitrifying bacteria used the inorganic carbon as a carbon source

Nevertheless the presence of alkalinity could be a problem when EC process is used as

primary treatment (before biofiltration) or when nitrification do not work properly when

EC is used as secondary treatment (after bio-filtration)

226

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

0 5 10 15 20 25 30

Co

nce

ntr

atio

n o

f b

icar

bo

nat

e io

ns

(m

gL)

Time (min)

1 gL of NaHCO3

2 gL of NaHCO3

3 gL of NaHCO3

A)

227

Figure 3-9 Bicarbonate ions concentration (A) and carbonate ions concentration

(B) during EC process (Current density = 10 mAcm2 working

volume = 15 L cathode = stainless steel)

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

0 5 10 15 20 25 30

Co

nce

ntr

atio

n o

f ca

rbo

nat

e io

ns

(m

gL)

Time (min)

1 gL of NaHCO3

2 gL of NaHCO3

3 gL of NaHCO3

B)

228

Figure 3-10 pH changes during EC with different sodium bicarbonate

concentrations (Current density = 10 mAcm2 working volume = 15

L cathode = stainless steel)

8

85

9

95

10

105

11

0 5 10 15 20

pH

Time (min)

1 gL of NaHCO3

2 gL of NaHCO3

3 gL of NaHCO3

229

Figure 3-11 Production magnesium hydroxides during EC process (0 5 10 15 20

and 30 minutes) for different NaHCO3 concentrations a) = no added

NaHCO3 b) = 1 gL c) = 2 gL and d) = 3 gL of NaHCO3

230

Figure 3-12 DCO changes during electrochemical treatment when different initial

bicarbonate concentrations (NaHCO3) were imposed (Current

density = 10 mAcm2 working volume = 15 L cathode = stainless

steel)

36 Conclusion

This study proved the feasibility of combined biofiltration and electrocoagulation

processes for the effective treatment of mature sanitary landfill leachate The biofiltration

process showed satisfactory result in terms of ammonia BOD5 turbidity and phosphorus

removal with removal percentages of 94 94 95 and gt 98 respectively However

the COD removal was low (asymp 13 on average) Electrocoagulation of bio-treated landfill

leaching using magnesium-based anode had enabled to reduce around 53 of the residual

100

150

200

250

300

350

400

450

500

550

600

0 5 10 15 20 25 30

CO

D (

mg

L)

Time (min)

1 gL of NaHCO3

2 gL of NaHCO3

3 gL of NaHCO3

231

COD and 85 of the true color by applying a current density of 10 mAcm2 and a

treatment time of 30 minutes A significant increase in pH was recorded after the EC

treatment The pH passed from 84 before treatment to 106 after 30 min of treatment It

has been demonstrated that the alkalinity has a negative impact on the effectiveness of

EC treatment With a current density of 10 mAcm2 and 20 minutes of treatment time the

COD removals were 52 41 and 27 in the presence of 10 20 and 30 gL of

NaHCO3 The presence of bicarbonates in the solution hampered the increase in pH so

that the precipitation of magnesium hydroxides could not took place to effectively

remove the organic pollutants

37 Aknowledgements

This research project was conducted in collaboration with the research institutes INRS

(Institut National de la Recherche Scientifique) and CRIQ (Centre de Recherche

Industrielle du Queacutebec) and the companies E2metrix and Gesterra It also received the

financial support of CRIBIQ (Consortium de Recherche et Innovations en Bioproceacutedeacutes

Industriels au Queacutebec) and MITACS (number 122677)

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239

CHAPITRE 4

ELECTROCOAGULATION OF BIO-FILTRATED LANDFILL LEACHATE

FRACTIONATION OF ORGANIC MATTER AND INFLUENCE OF ANODE

MATERIALS

EacuteLECTROCOAGULATION DrsquoUN LIXIVIAT BIO-FILTREacute

FRACTIONNEMENT DE LA MATIEgraveRE ORGANIQUE ET INFLUENCE DU

TYPE DrsquoANODE

A la suite des probleacutematiques rencontreacutees avec lrsquoutilisation de lrsquoanode agrave base de

magneacutesium des anodes plus conventionnelles telles que lrsquoaluminium et le fer ont eacuteteacute

expeacuterimenteacutees pour lrsquoeacutelectrocoagulation du lixiviat bio-filtreacute Lors de ces expeacuteriences

une attention particuliegravere est porteacutee sur lrsquoeacutelimination de la matiegravere organique De ce fait

la matiegravere organique dissoute est fractionneacutee en 3 groupes (acides humiques acides

fulviques et composeacutes hydrophiles) et les performances de lrsquoeacutelectrocoagulation ont eacuteteacute

eacutevalueacutees agrave lrsquoeacutegard de chaque fraction organique Ces travaux permettent de reacutepondre aux

objectifs speacutecifiques 3 et 4 Le Chapitre 4 est constitueacute de lrsquoarticle suivant

Dia Oumar Drogui Patrick Buelna Gerardo Dubeacute Rino and Ben Salah Ihsen

(2016) Electrocoagulation of bio-filtrated landfill leachate fractionation of organic

matter and influence of anode meterials Chemosphere 168 1136-1141 DOI

101016jchemosphere201610092

241

4 ELECTROCOAGULATION OF BIOFILTRATED LANDFILL

LEACHATE INFLUENCE OF ANODE MATERIALS AND

FRACTIONATION OF DISSOLVED ORGANIC MATTER

41 Abstract

Electrocoagulation (EC) was employed to treat residual organic matter from a landfill

leachate pretreated by an aerated bio-filter system Organic matter (humic acids (HA)

fulvic acids (FA) and hydrophilic compounds (Hyl)) was fractionated using DAX-8 resin

in order to estimate the efficiency of EC on each fraction Initial characterization of the

bio-filtrated landfill leachate showed that humic substances (HA + FA) represented

nearly 90 of TOC The effects of current densities type of anode (Aluminum versus

iron) and treatment time on the performance of COD removal were investigated The

best COD removal performances were recorded at a current density ranging between 80

and 10 mA cm-2

during 20 min of treatment time Under these conditions 70 and 65

of COD were removed using aluminum and iron electrodes respectively Fractionation of

organic matter after EC treatment revealed that HA was completely removed using either

an aluminum or an iron anode However FA and Hyl fractions were partially removed

with the percentages varying from 57 to 60 and 37 to 46 respectively FA and Hyl

removal were quite similar using either an aluminum or an iron anode Likewise a

significant decrease in 254-nm absorbance was recorded (UV254 removal of 79ndash80)

using either type of anode These results proved that EC is a suitable and efficient

approach for treating the residual refractory organic matter from a landfill leachate

previously treated by a biological system

242

42 Keywords

Landfill leachate Electrocoagulation Humic acids Fulvic acids Bio-filtration

43 Introduction

The high rate of economic growth and continuing population growth of recent years has

led to increasing waste production worldwide Landfilling is the most common option

used to manage this issue (Hoornweg and Bhada-Tata 2012) However landfilling can

be problematic if the gases and liquids generated from the decomposition of biosolids are

not well captured and treated These effluents can severely harm the surrounding

environment by polluting the atmosphere the surface and subsurface water (Lema et al

1988) To prevent this biogas mainly composed of methane is generally captured and

burned or used as an energy source Landfill leachate (LL) on the other hand needs to be

treated before its discharge into the natural environment However the complex mixture

of organic inorganic and microbial pollution found in LL makes it a challenge to

simultaneously remove these pollutants

The characteristics of landfill leachates are influenced by many parameters but the age of

the landfill appears to be the most important (Kjeldsen et al 2002) Leachates can be

divided into 3 groups young intermediary and mature according to the age of the

landfill Young LL are generally characterized by high concentrations of COD (COD gt

10000 mg L-1

) with a large proportion of biodegradable compounds (BODCOD gt 05)

(Harmsen 1983) By comparison mature LL are characterized by moderate COD values

(COD lt 5000 mg L-1

) with a predominance of refractory organic compounds

(BODCOD lt 05) (Ehrig 1989) Due to their high proportion of biodegradable

243

compounds young LL are usually treated using biological systems However biological

technologies are not effective for treatment of mature LL In order to improve the

treatment of mature LL researchers have examined hybrid systems combining biological

(Bio) and non-biological processes Several approaches have been used for such systems

Bio amp membrane processes (Cammarota et al 2009 Ince et al 2010) Bio amp advanced

oxidative processes (AOPS) (Oller et al 2011) Bio amp physico-chemical processes

(Kurniawan et al 2006) Bio amp electrochemical treatment (Feki et al 2009 P Wang et

al 2001) etc Depending on the requirements of the treatment the biological system

could be used as a pre- or post-treatment When it is used as a pre-treatment system its

purpose is to reduce mineral and biodegradable organic pollutants in order to reduce the

task of the non-biological system Otherwise it can be used as a post-treatment system

after removing the non-biodegradable compounds using advanced oxidative processes or

physico-chemical systems Either way biological processes offer the potential to reduce

operating costs These processes can be used to treat biodegradable organic compounds

and other inorganic pollutants (NH4+ PO4

3-) efficiently and simultaneously However

after biological treatment especially in the case of mature landfill leachate a large

proportion of recalcitrant organic molecules such as humic-like substances will remain

soluble in the aqueous medium These humic materials could be a precursor of

undesirable organochlorine by-products if the leachate is discharged into a source of

drinking water To avoid this situation residual organic matter should be reduced or

eliminated before discharge One of the ways to remove such compounds is

electrocoagulation (EC) This electrochemical technique has been used for the treatment

of raw landfill leachate and other macromolecular compounds such as humic-like

244

substances dyes proteins etc (Asselin et al 2008 Khandegar and Saroha 2013 Yildiz

et al 2007) EC appears to be effective for the removal of colloids suspended solids and

other high-molecular-weight compounds The process generates in-situ coagulant agents

using differences in electric potential These coagulants can agglomerate colloids and

generate insoluble metal hydroxides on which organic matter can be adsorbed and co-

precipitate The main reactions occuring in an EC cell can be described in the following

equations (Equations 41 42 and 43)

At the anode Eacutequation 4-1 ( ) ( )

At the cathode Eacutequation 4-2

In the bulk solution Eacutequation 4-3 ( ) ( ) ( )

where M(s) = metal Mn+

(aq) = metallic ion (iron or aluminum ion) M(OH)n(s) = metallic

hydroxide and ne- = the number of electrons transferred in the reaction at the electrode It

should be noted that equation 43 describes a simple case of metallic hydroxide

formation In fact plenty of complex metallic species may be formed depending on the

pH level and metal involved (Dia et al 2016)

In comparison to chemical coagulation EC offers several advantages including low

salinity of the effluent after treatment low footprint reduced production of solid

residuals and easy automation (Drogui et al 2007)

The main objective of this study was to investigate the effectiveness of EC for the

treatment of landfill leachate previously treated by a bio-filter system The effects of type

of anode current density and treatment time on the efficiency of the EC process for

organic matter removal were investigated Particular attention was paid to the

245

fractionation of organic matter (humic acids fulvic acids and hydrophilic compounds)

before and after EC


441 Characteristics of bio-filtrated landfill leachate

The LL used in this study was biologically pretreated using an aerated trickling bio-filter

composed of peat and wood chips The landfill was pretreated according to the procedure

described by Buelna et al (2008) The raw leachate was collected from the municipal

landfill of the city of Saint-Rosaire Quebec Canada The purpose of the biological

pretreatment was to remove simultaneously nitrogen biodegradable organic compounds

and turbidity The characteristics of the bio-filtrated landfill leachate are presented in

Table 41

442 Electrocoagulation reactor

EC experiments were carried out in a cylinder reactor in recirculation mode with a batch

capacity of 15 L (Figure 41) An external hollow cylinder made of stainless steel served

as a cathode while a full cylinder rod was used as a sacrificial anode The anodic

electrodes were either aluminum or iron The electrode surfaces that were in contact with

the influent were 476 and 1130 cm2 for the anode and the cathode respectively The

current densities cited in the manuscript correspond to the anodic current densities

Current intensity was applied using a Xantrex XFR40-70 power supply (ACA Tmetrix

Mississauga ON Canada) No addition of electrolyte salt was required since the

conductivity of the bio-filtrated landfill leachate was suitable for an electrochemical

246

treatment Aliquots of 30 mL were withdrawn from the reactor at different treatment

times Analyses were performed in the supernatant after at least 1h of natural settling

(without any flocculent addition)

Figure 4-1 Electrocoagulation set-up

443 Characterization of organic matter

The organic material in the landfill leachate can be divided into 3 groups humic acids

(HA) fulvic acids (FA) and hydrophilic (Hyl) compounds In order to determine the

247

efficiency of the EC treatment it was necessary to isolate and evaluate each organic

fraction To do so several extraction steps were required The protocol used in this

investigation was adapted from a study conducted by Van Zomeren and Comans (2007)

Figure 42 shows the different separation steps leading to the isolation of each fraction

The first step (pretreatment) removed suspended solids colloids and fats by means of

045-microm pore size filtration The sample was then acidified at around pH 10 using 6 N

H2SO4 in order to precipitate the HA fraction In our case sulfuric acid was used instead

of hydrochloric acid to avoid interference from chloride ions during measurement of the

COD After centrifugation the HA pallet was dissolved in 01 N NaOH solution The

supernatant (AF and Hyl) was mixed with a non-ionic and slightly polar resin (SupeliteTM

DAX-8 Sigma-Aldrich Co) This resin has the ability to adsorb the FA fraction onto its

surface After one hour of equilibrium the suspension was then filtrated The supernatant

contained hydrophilic compounds that were not adsorbed onto the resin surface The

DAX-8 resin was then mixed and agitated with 01 N NaOH solution to desorb the fulvic

acids fraction Analyses of TOC and COD and measurements of absorbance at 254 nm

were carried out in each organic fraction after isolation

248

Figure 4-2 Different steps for the fractionation of organic matter in landfill

leachate

444 Analytical methods

pH was measured using a pH meter (Accumet Excel XL25 - pH mV Temp Ion Meter

Fisher Scientific Co) connected to a double-junction Fisher Scientific Accumetreg

Electrode (Ag AgCl reference) Chemical oxygen demand (COD) was measured using

the colorimetric method (closed Reflux) certified by the APHA (APHA 1998) and the

absorbance reading was conducted with a UV-Visible spectrophotometer (Cary 50

Varian Canada Inc Mississauga ON Canada) Samples of COD were acidified under pH

2 before analysis Except for the fractionated organic materials COD values correspond

249

to total COD Total Organic Carbon (TOC) was estimated using a Shimadzu TOC 5000A

analyzer (Shimadzu Scientific Instruments Inc) Absorbance at 254 nm was measured in

order to assess the degree of aromaticity of each fraction (Weishaar et al 2003) using a

UV-Visible spectrophotometer (Cary 50 Varian Canada Inc Mississauga ON Canada)


451 Bio-filtrated landfill leachate characteristics

Table 41 shows the characteristics of LL after biological treatment The high variability

of the physico-chemical parameters was mainly attributable to seasonal variations in the

raw LL used to feed the bio-filtration unit The large fluctuations in COD were linked to

the leaching of humic substances from the bio-filter media (peat and wood chips)

Tableau 4-1 Bio-filtrated landfill leachate characteristics


Values Max values a

1

Total COD mg L-1

596 204 1060 95

BOD5 mg L-1

108 00 63 9

BODCOD - 002 00 011 9


Conductivity mS cm-1

604 604 604 1

pH - 87 81 919 100

Alkalinity mg CaCO3 L-1

494 331 637 18

N-NH4 mg L-1

131 00 64 83

P-PO4 mg L-1

007 003 014 14

From Table 41 it can be seen that the bio-filtration unit significantly reduced the

biodegradable carbon nitrogen and turbidity The low alkalinity value of the bio-filtrated

landfill leachate was due to mineral carbon uptake by autotroph bacteria during the

250

nitrification process However the residual COD concentration was still high after

biological treatment This residual COD was mainly composed of refractory humic-like

substances that were difficult for microorganisms to oxidize In order to understand the

nature of these remaining humic substances fractionation of the organic matter was

carried out The results are presented in Figures 43a and 43b

0

50

100

150

200

250

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L-1

) Bio-treated leachate

(a)

251

Figure 4-3 Fractionation of the bio-filtrated landfill leachate a) TOC and b)

COD

Figures 43a and 43b show that HA and FA represented nearly all the residual organic

material in the BFLL As figure 43a shows the TOC percentages of the fractions were

41 50 and 26 for HA FA and Hyl respectively This small percentage of

hydrophilic compounds was expected because these compounds are generally more easily

oxidized than humic substances With respect to COD values the proportions of the

organic fractions were slightly different (Figure 43b) being 56 30 and 9 for the

HA FA and Hyl fractions respectively Despite the fact that the FA fraction contains

more carbon in its molecular structure its contribution to the COD value was lower than

that recorded for the HA fraction This might be explained by the fact that FA contains

more oxygen in its molecular structure (carboxyl and hydroxyl groups) than HA Since

these functional groups are chemically very reactive less oxygen demand will be

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

Total HA Hyl FA

CO

D (

mg

L-1) Bio-treated leachate

(b)

252

required to oxidize the FA molecules On the other hand HA contains more carbon in the

form of aliphatic chains and aromatic rings which are more difficult to oxidize

452 EC of bio-filtrated landfill leachate

In order to reduce the residual organic compounds in the BFLL the bio-filtration

treatment was followed by EC treatment Aluminum and iron electrodes were both tested

as sacrificial anodes COD removal at different treatment times and current densities is

shown in Figures 44 and 45 for aluminum and iron respectively Increases in current

density and treatment time were generally beneficial to organic compound removal This

result was expected since the generation of coagulant agents (Al3+

and Fe2+

) is directly

proportional to the applied intensity and time according to Faradays well-known law

However beyond a certain level of current density 8 and 5 mA cm-2

for aluminum and

iron respectively we observed that further increases in current density did not

significantly affect COD removal This phenomenon might be explained by the fact that

only a specific fraction of organic matter was preferentially removed by the EC

treatment After the removal of this fraction the remaining organic compounds stayed in

soluble form in spite of increases in current density and treatment time From figures 44

and 45 it can be seen that the rate of COD removal was relatively high while current

densities of 8 mA cm-2

for aluminum electrodes and 5 mA cm-2

for iron electrodes were

imposed At these current densities over 90 of total COD was removed within the first

15 min After that COD decreased very slowly until the end of the experience For the

next step of the experiments the following operating conditions were chosen 10 mA cm-

2 20 min and 8 mA cm

-2 20 min for aluminum and iron respectively Under these

253

conditions 70 and 65 of the residual COD was removed using aluminum and iron

anodes respectively Sludge production was the same (total suspended solids (TSS) of

193 g L-1

) for both electrode types under optimum conditions


(working volume = 15 L initial pH = 866 anode = aluminum


0

100

200

300

400

500

600

700

800

0 5 10 15 20 25 30

CO

D (

mg

L-1)

Time (min)

3 mA cm-2

5 mA cm-2

8 mA cm-2

10 mA cm-2

15 mA cm-2

254


(working volume = 15 L initial pH = 894 anode = iron cathode =

stainless steel)

453 Partition of organic compounds after electrocoagulation

To investigate the mechanism behind COD and TOC removal using the EC process the

residual concentrations of the different fractions of organic matter (HA FA and Hyl

compounds) were evaluated The results for residual TOC and COD concentrations are

presented in Figures 46 and 47 respectively From Figures 46a and 46b it can be seen

that EC treatment was very effective at removing the HA fraction HA was completely

removed using either the Al or the Fe anode By contrast the residual Hyl and FA

0

100

200

300

400

500

600

0 5 10 15 20 25 30

C

OD

(m

g L-1

)

Time (min)

3 mA cm-2

5 mA cm-2

8 mA cm-2

10 mA cm-2

15 mA cm-2

255

concentrations remained relatively high after the treatment of landfill leachate

Depending on the type of anode used the percentage of TOC removal for Hyl

compounds varied from 37 to 46 whereas 57 to 60 TOC removal was recorded

for the FA fraction Figures 47a and 47b show the results in terms of residual COD

concentrations for Al and Fe anodes respectively As can be seen all of the COD linked

to the HA fraction was removed after EC treatment using either an Al or and Fe anode

By comparison only 98 of the COD was removed for Hyl compounds using an Al

anode and a slight increase in COD concentration (169) was observed when an Fe

anode was used The Fe anode was more effective than the Al anode for removal of FA

however 27 and 60 COD removal recorded for FA compounds using Al and Fe

anodes respectively

In sum the HA fraction was preferentially and totally eliminated during EC of BFLL

while the FA and Hyl compounds were partially removed This can be attributed to the

different molecular weights and surface charges of these three organic fractions These

results are consistent with those of several studies that have characterized the dissolved

organic material from landfill leachate and surface water Physicochemical properties

such as hydrophilicity hydrophobicity molecular weight and organic surface charge

were studied by these authors (Comstock et al 2010 Labanowski et al 2010

Matilainen et al 2010 Mejbri et al 1995 Shouliang et al 2008 Zhao et al 2013)

Among other results the studies determined that HA generally have higher molecular

weights than fulvic acids and hydrophilic compounds In addition the surface of HA and

FA is negatively charged because of the presence of certain acidic functional groups

such as carboxyl and hydroxyl groups which are abundant in humic substances (Gu et

256

al 1994) As a result humic substances are preferentially removed by the mechanism of

adsorption involving electrostatic attraction between the negatively charged humic

material and metallic hydroxide complexes which are positively charged Since HA have

a larger molecular structure than FA and Hyl compounds they have more ability to

interact with metallic hydroxides and co-precipitate Investigations that have looked at

the removal of humic substances from water using chemical coagulation have also found

that HA are preferentially eliminated in comparison to the FA fraction (Croueacute et al

1993 Hall and Packham 1965 Sinsabaugh et al 1986 Wu et al 2011)

The relatively low removal percentage recorded for Hyl compounds is attributable to the

low molecular weight of this fraction Several studies on the use of EC or chemical

coagulation have confirmed the inefficiency of these technologies for the removal of

hydrophilic compounds with low molecular weights (Zhao et al 2013) It is worth noting

that the TOC linked to the Hyl fraction did not increase during the EC treatment This

suggests that electro-oxidation transforming the large molecules (such as humic

substances) into the small Hyl compounds did not take place The large organic

molecules were mainly removed by adsorption coagulation and co-precipitation

257

Figure 4-6 TOC of different organic matter fractions before and after EC

treatment a) Aluminum anode b) Iron anode Conditions j = 10

mAcm2 for aluminum and 8 mAcm

2 for iron t = 20 min cathode =

stainless steel

0

50

100

150

200

250

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L-1


after EC- Aluminum

(a)

0

50

100

150

200

250

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L-1

)

Bio-treated leachate

After EC-Iron

(b)

258

Figure 4-7 COD of different organic matter fractions before and after

electrocoagulation treatment a) Aluminum anode b) Iron anode

Conditions j = 10 mAcm2 for aluminum and 8 mAcm

2 for iron t =

20 min cathode = stainless steel

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

Total HA Hyl FA

CO

D (

mg


after EC- Aluminum

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

Total HA Hyl FA

CO

D (

mg

L-1)


After EC-Iron

(b)

259

454 Specific absorbance at 254 nm

The 254-nm absorbance (UV254) of each organic fraction was measured before and after

electrochemical treatment in order to estimate the degree of aromaticity of the different

fractions UV254 absorbance is linked to organic compounds with one or many double

bonds As can be seen from Figure 48 the HA fraction had by far the highest value of

UV254 absorbance representing 62 of the total absorbance of the BFLL By

comparison FA and Hyl respectively represented only 17 and 8 of the total UV254

absorbance The low result recorded for the FA fraction (36 times lower than that

recorded for the HA fraction) occurred even though FA had a higher TOC value (TOCFA

= 102 mg CL versus TOCHA = 85 mg CL) These results suggest that HA molecules

contain more aromatic rings than FA and Hyl molecules Since the HA fraction was

completely removed after EC a significant decrease in UV254 absorbance was recorded

The 254-nm absorbance was reduced by 79ndash80 using either aluminum or iron anodes

The decrease in UV254 absorbance led also to a decrease in colour due to the high

colouring power of HA Supplementary experiments were performed in order to estimate

the colour removal efficiency It was found that 89 and 85 of the true colour was

removed using the aluminum and iron anodes respectively

260

Figure 4-8 Absorbance at 254 nm of different organic fractions before and after

EC treatment Conditions j = 10 mAcm2 t = 20 min for aluminum

and 8 mAcm2 for iron t = 20 min cathode = stainless steel

46 Conclusion

EC process was applied as tertiary treatment for landfill leachate after a bio-filtration

process Characterization of the BFLL revealed that humic substances (HA and FA)

represented nearly 90 of dissolved organic matter in terms of TOC and COD The

residual organic material was mainly composed of Hyl compounds Treatment of the

BFLL using the EC process removed 70 and 65 of total COD using aluminum and

iron anodes respectively COD removal was most effective at current densities ranging

between 80 and 10 mA cm-2

over 20 min of treatment time Fractionation of the organic

matter remaining after EC showed that the organic fraction linked to HA material was

totally removed using either aluminum or iron anodes The TOC of FA and Hyl

0

2

4

6

8

10

12

14

Total HA Hyl FA

Ab

s 2

54

nm

(A

U) Bio-treated leachate

after EC- Aluminum

after EC-Iron

261

compounds was reduced by 57 to 60 and 37 to 46 respectively Measurement of 254-

nm absorbance revealed that HA contained more aromatic cycles (or more organic

compounds with one or many double bonds) than the FA fraction The HA fraction

accounted for 62 of the total 254-nm absorbance of the BFLL In all 79ndash80 of 254-

nm absorbance was removed using either aluminum or iron anodes

47 Acknowledgements




financial support of MITACS (number IT03162)

263

48 References

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269

CHAPITRE 5

STRATEGICAL APPROACH TO PREVENT AMMONIA FORMATION DURING

ELECTROCOAGULATION OF LANDFILL LEACHATE OBTAINED FROM A

BIOFILTRATION PROCESS

APPROCHE STRATEacuteGIQUE POUR LIMITER LA FORMATION DE LrsquoAZOTE

AMMONIACAL PENDANT LrsquoEacuteLECTROCOAGULATION DrsquoUN LIXIVIAT OBTENU

APREgraveS BIOFILTRATION





limiteacutee Les effets de la surface cathodique et de lrsquointensiteacute appliqueacutee ont eacuteteacute eacutegalement eacutetudieacutes

Ces travaux reacutepondent une partie de lrsquoobjectif speacutecifique 2 Le Chapitre 5 est constitueacute de

lrsquoarticle suivant

Dia Oumar Joseph Stephanie Drogui Patrick Buelna Gerardo and Dubeacute Rino (2017)

Strategical approach to prevent ammonia formation during electrocoagulation of landfill

leachate obtained from a biofiltration process Journal of Separation and Purification

technology

271

5 STRATEGICAL APPROACH TO PREVENT AMMONIA

FORMATION DURING ELECTROCOAGULATION OF LANDFILL

LEACHATE OBTAINED FROM A BIOFILTRATION PROCESS

51 Abstract

Biofiltration followed by electrocoagulation represents an alternative approach to efficiently treat

landfill leachates However the drawback related to this combination is the formation of

ammonium during electrocoagulation used as tertiary treatment Nitrate can be transformed into

ammonium by electro-reduction at the cathode To overcome this issue different cathode

materials (Fe Al SS Cu and (TiPt)) were investigated using voltammetry study Subsequently

electrocoagulation experiments were conducted using landfill leachate pre-treated by

biofiltration The initial concentration of NH4 in bio-filtrated landfill leachate (BFLL) was very

low (lt 02 mg N L-1

) whereas 300 mg N-NO3 L-1

was recorded During electrocoagulation of

BFLL TiPt was more effective to avoid NH4 formation (12 mg N L-1

) followed by Cu Al SS

and Fe (105 137 210 and 235 mg N L-1

respectively) In order to further minimize the

residual NH4 concentration using SS cathode additional experiments were conducted using

different electrode areas (275 55 825 and 110 cm2) For a constant current density of 91 mA

cm-2

the residual NH4 concentration could be optimally diminished by reaching the limiting

value recommended (10 mg N L-1

) and around 61 of refractory COD could be removed when

55 cm2 of SS surface was imposed

52 Keywords

Ammonia nitrate electro-reduction electrocoagulation landfill leachate

272

53 Introduction

Landfill leachate is generated after the percolation of rainwater through a landfill During this

process pollutants from the biosolids decay are leached and carried by the leachate As a result

landfill leachate contains significant amount of organic inorganic and microbial pollutants In

order to prevent the pollution of the surrounding aquatic environment landfill leachate should be

captured and suitability treated before its discharge Given the complexity of these effluents it is

very difficult to treat them using only one treatment system The combination of biological and

electrocoagulation (EC) processes represents an alternative approach to efficiently treat landfill

leachates (Djelal et al 2014 Oumar et al 2016) Biological processes can be effective to

remove nitrogen and BOD while EC process is well known for its ability to remove metals

phosphorus suspended solids and bio-refractory organic compounds such as humic substances

often found in landfill leachate Physicochemical processes (such as EC process) are often used

as tertiary treatment after biological treatment However the drawback related to this

combination is the formation of ammonium during EC treatment In fact during the biological

treatment ammonia is oxidized to nitrate under aerobic condition (nitrification) Thereafter

nitrates are electrochemically reduced to ammonia during the EC treatment This reaction takes

place on the cathode and nitrite is formed as an intermediary product (Equations 51 and 52)

(Koparal and Oumlğuumltveren 2002)

Eacutequation 5-1

Eacutequation 5-2

Owing to the increasingly stringent standard of nitrogen on wastewater discharge (Alonso and

Camargo 2003 Scott and Crunkilton 2000) many existing wastewater treatment plants needed

273

to be upgraded for removal of nitrogen For instance in the province of Queacutebec (Canada) the

guideline specifies a limit value of 10 mg N-NH4 L-1

is recommended for landfill leachate

discharge in the receiving waters (MDDELCC 2009) In order to comply with this strict

standard the formation of ammonia from nitrate reduction should be limited as much as possible

Since it is a reduction reaction effort should be made on the cathodic side in order to identify the

suitable cathodic material to prevent this reaction during EC treatment Nitrate electro-reduction

on different cathodic materials had been widely reported in the literature Among these cathodes

it is possible to distinguish monometallic cathodes (Fe (Hwang et al 2011) Al (Polatides and

Kyriacou 2005) Cu (Paidar et al 2002) Pt (Bouzek et al 2001) Ni (Reyter et al 2011) etc)

alloy materials (stainless steel (Newman and Ajjawi 1986) copper based alloys (Li et al 2009

Polatides and Kyriacou 2005 Reyter et al 2011) PtRh (Da Cunha et al 2000) etc) coated

cathodes (TiPt (Rutten et al 1999) AgTiO2 (Zhang et al 2005) SiRe (Muntildeoz et al 2009)

etc) and non-metallic cathodes (graphite (Ding et al 2015) diamond film (Tenne et al 1993)

etc ) Generally nitrate electro-reduction occurs on almost all cathodes However the reaction

rate and the selectivity differ from one cathode to another Many studies concluded that the final

product of nitrate reduction was NH3 or NH4+ depending on the pH Some authors attempted to

increase the selectivity toward nitrogen gas formation by using specific cathodes However a

significant amount of ammonia or nitrite was often found after the treatment (Ghodbane et al

2008 Polatides and Kyriacou 2005)

The main purpose of this study was to find a way to limit as much as possible ammonia

formation from nitrate reduction during EC treatment of a landfill leachate pre-treated by aerobic

biofiltration process Therefore different types of cathodes (Iron (Fe) aluminum (Al) stainless

steel (SS) copper (Cu) and titanium platinized (TiPt)) were tested using successively synthetic

274

and real landfill leachates The real landfill leachate was previously treated by a biofiltration

process before EC treatment The effect of current density and surface of cathode material were

also evaluated

54 Material and methods

541 Linear voltammetry

Linear Voltammetry (LV) was conducted in a single compartment cell comprised of three

electrodes system a working electrode (WE) a counter electrode (Pt wire 1 cm2) and a

reference electrode (AgAgCl with saturated KCl) The WE tips (Fe SS Cu and Pt) were

purchased from Radiometer analytical Villeurbanne France With the exception of Al electrode

(0785 cm2) all the WEs had an active surface area of 0196 cm

2 Before each LSW run the

WEs were thoroughly cleaned following this procedure mechanical polishing with BUEHLER

MICROCLOTH PSA paper rinsing with deionized water dipping in concentrated H2SO4 for 10

seconds second rinsing second polishing and final rinsing The 50 ml working solution was de-

aerated for at least 10 min with nitrogen gas (Linde Canada Nitrogen Zero 02) to strip the

dissolved oxygen A 05 M of sodium perchlorate (NaClO4) solution was used as supporting

electrolyte while sodium nitrate (NaNO3 01 M) or sodium nitrite (NaNO2 01 M) was added to

the perchlorate solution in order to investigate the reduction of nitrate or nitrite on the different

materials These reagents were purchased from Fisher Scientific Canada and were at least 98

pure A potentiostatgalvanostat (PGZ402 system Radiometer analytical) ran by VoltaMaster 4

software (Version 78263383 Radiometer analytical) was used The LV studies were performed

with a scan rate of 50 mV s-1

and all the potentials are given versus AgAgCl

275

542 Electrocoagulation experiments

EC of synthetic solution and bio-filtrated landfill leachate (BFLL) were carried out in a

parallelepiped batch reactor (Figure 51) The working volume and the distance between

electrodes were respectively 1 L and 1 cm Aluminum plate was used as anode electrode while

different metals (Fe Al SS Cu and TiPt) were experimented as cathode electrodes It is worth

noting that instead of pure platinum platinized titanium electrode was used in this experiment

The electrodes were in rectangular shape with 11 cm length and 10 cm width Before each

experiment the electrodes were mechanically polished using an abrasive paper and then dipped

in 5 diluted H2SO4 for 30 min before to be thoroughly rinsed by deionized water A power

supplier Xantrex XFR40-70 (Aca Tmetrix Mississauga ON Canada) was used to apply the

desired current intensity After 30 min of treatment the suspension was subjected to natural

settling and samples were withdrawn from the supernatant for analysis The samples were

acidified under pH 2 and kept at 4degC to avoid stripping of NH3

The synthetic solution was obtained by dissolving 182 g of sodium nitrate in 1000 mL of

deionized water (300 mg N-NO3 L-1

) The BFLL was obtained from the outlet of an aerated

biofilter For more details about the biofilter and the biological treatment of the raw landfill

leachate please consult the following reference (Oumar et al 2016) The characteristics of the

BFLL are presented in table 51 The nitrate concentration of BFLL was adjusted at around 300

mg N L-1

using sodium nitrate to have similar concentration with the synthetic solution

276



Parameters Units

values

Before

Bio-filtration

After

Bio-filtration (BFLL)

Total COD mg L-1

765 650

BOD5 mg L-1

70 lt 4

BODCOD - 009 lt 001

Turbidity NTU 107 43


798 604

pH - 821 86


2750 590

NH4 mg N L-1

342 lt 02

NO3 mg N L-1

lt 064 260

NO2 mg N L-1

lt 064 lt 007

277

543 Analysis

Ammonium (NH4+) was analyzed using the salicylate method approved by USEPA (USEPA

1979a) Nitrite (NO2-) was determined using the sulfanilamide method (USEPA 1979b) This

later method was also used to assess the NOx (NO3 + NO2) by reducing the nitrate to nitrite

using hydrazine sulfate The difference between the NOx and the NO2 gave the nitrate

concentration Chemical oxygen demand (COD) was estimated by the colorimetric method

(closed Reflux) (APHA 1998)


551 Electrochemical behavior of nitrate on different cathodes

Linear Voltammetry (LV) studies were performed for each cathode (Fe Al SS Al and Pt) in

order to study their behavior toward nitrate reduction The voltammograms are obtained in the

presence of nitrate sodium (NaNO3 01 M) used as supporting electrolyte (Figure 52) With the

exception of Pt the addition of nitrate ions significantly changed the trend of the LV curves In

particular on Cu and Fe a distinctive peak can be seen at -15 V and at -17 V respectively

(Figure 52a and 52d) This peak could correspond to the reduction of nitrate into nitrite or into

ammonia (Equations 51 and 52) For both electrodes (Cu and Fe) nitrate reduction occurred in

one step In order to verify this hypothesis additional experiments (using Cu and Fe) were

carried out by using sodium nitrite (NaNO2 01 M) rather than nitrate sodium (NaNO3 01 M)

(Figure 53) In the presence of NO2 the LV curves of Cu (Figure 53a) and Fe (Figure 53b)

showed the same trend and the reduction peaks were observed at similar potentials compared to

those measured (-15 V and 17 V respectively) in the presence of NO3 It is believed that on Cu

278

and Fe electrodes the reduction of NO3 into NO2 and the reduction of NO2 into NH3 appeared at

the same potential

The nitrate reduction (occurring in one step) determined in the present study was consistent with

the results obtained by Soropogui et al (2006) while they continuously monitored nitrate ions in

natural water using Cu and Pd as cathode materials Similar results were also obtained by

Szpyrkowicz et al (2006) However two successive waves of nitrate reduction (a two-step

process) were observed by Aouina et al (2010) when they studied the reduction of nitrate ions

using Cu electrode in neutral solution The first wave corresponded to nitrate reduction into

nitrite whereas the second wave corresponded to nitrite reduction into ammonia The same

observations were recorded by Christophe et al (2007) It is worth noting that the variation of

some parameters such as concentration of analyte type of electrolyte and scan rate might explain

the difference observed between the voltammograms from one study to another For the other

cathodes Al (Figure 52b) SS (Figure 52c) and Pt (Figure 52e) no characteristic peak appeared

Nitrate reduction on these materials was manifested by a background shift and an increase of

cathodic current in the presence of nitrate ions The tested cathodes (Fe Al SS Al and Pt) had

different behaviors regarding to the hydrogen overpotential (HOP) If only background

voltammograms obtained with the electrolyte (NaClO4) are considered the corresponding HOP

of Fe Al SS Cu and Pt will be respectively 13 175 137 155 and 095 V Notice that Al and

Pt show respectively the highest and the lowest HOP potentials This result is consistent with

several studies indicating that Pt is one of the most active metal regarding hydrogen evolution

(Quaino et al 2014 Santos et al 2013) From the voltammetry results we might expect to have

less ammonia production with the platinum cathode during the electrocoagulation process

279

Among all the tested cathodes platinum seemed to be less electroactive toward nitrate reduction

This hypothesis will be investigated in the next sections

Figure 5-2 Linear voltammograms of a) iron b) aluminum c) stainless steel d) copper

and e) platinum in 05 M of NaClO4 (dashed line) and 05 M of NaClO4 + 01

M of NaNO3 (full line) Room temperature and scan rate 50 mV s-1

280

Figure 5-3 Linear voltammograms of a) copper b) iron in 05 M of NaClO4 (dashed line)

and 05 M of NaClO4 + 01 M of NaNO2 (full line) Room temperature and

scan rate 50 mV s-1

552 Electrocoagulation of the synthetic solution

The purpose was to investigate the behavior of each cathode regarding ammonia and nitrite

formation in a medium containing exclusively nitrate ions Figures 54 and 55 show

concentrations of ammonia and nitrite on different cathode materials at 1 A and 2 A

respectively With the exception of TiPt a significant amount of ammonium concentrations

were formed on the electrodes (Fe Al SS and Cu) NH4+ concentrations recorded on these

electrodes were much higher than NO2- concentrations Among all cathodes Al and Cu appeared

to be the more active for ammonia and nitrite formation respectively According to figure 54

ammonia formation was higher with Al (515 mg N-NH4 L-1

) followed by Fe (335 mg N-NH4 L-

1) The SS and Cu cathode electrodes generated similar concentrations of ammonia (27 and 25

mg N-NH4 L-1

respectively) However the TiPt cathode produced only 38 mg N-NH4 L-1

This

281

discrepancy between the cathodes (in term of NH4 formation) was probably due to the capacity

of some cathodes to easily generate hydrogen from water reduction (hydrogen overpotential)

Since hydrogen evolution is the main cathodic reaction during electrocoagulation process it

could strongly compete against nitrate reduction Hence nitrate reduction will hardly take place

on the cathodes having low hydrogen overpotential (high production of hydrogen) TiPt cathode

material having the lowest hydrogen overpotential (HOP = 095 V) produced less ammonia By

comparison Al having the highest HOP (175 V) produced more ammonia These results are

consistent with those recorded by Dima et al (2005) when they investigated electro-reduction of

nitrate on platinum electrode For the other cathodes (Cu SS and Fe) their HOP were

respectively 155 137 and 13 V Similar behaviors were recorded for SS and Fe since their

HOP are quite similar (137 Vs 13 V respectively) This similarity might be justified by the fact

that SS is a Fe-based alloy For Cu electrode despite a relatively high HOP value (155 V) this

ammonia formation (25 mg N-NH4 L-1

) was slightly smaller than those obtained with SS and Fe

electrodes Nevertheless among all cathodes Cu was the most active in term of nitrite formation

As it can be seen from the figure 55 the concentration of NH4 and NO2 increased when the

current intensity increased However some cathodes were more affected by the increase in

current intensity An increase of 5 was recorded using Al whereas an increase of 83 48

and 18 were recorded for SS Fe and Cu respectively The slight increase of ammonia

production on the Al electrode might be associated to the competition reaction between the

nitrate reduction and Al cathodic corrosion This competition could probably jeopardize the

efficiency of electro-reduction of nitration on Al surface when the current increased In fact

several previous studies reported the phenomenon of Al cathodic corrosion (Gadd et al 2010

Moon and Pyun 1997 Picard et al 2000 Vik et al 1984) and some authors have demonstrated

282

that the corrosion was accelerated for high current intensities (Moon and Pyun 1997 Picard et

al 2000)

Figure 5-4 Ammonia and nitrite production on different cathodes in synthetic solution

of 300 mg N-NO3 L-1

Conditions intensity = 1 A and time = 30 min

0

10

20

30

40

50

60

Fe Al SS Cu TiPt

mg

N L

-1

Ammonia

Nitrite

283


of 300 mg N-NO3 L-1


553 Electrocoagulation of the bio-filtrated landfill leachate

After studying the nitrate reduction in synthetic solution other experiments were conducted

using real landfill leachate pre-treated by biofiltration The objective was to see how nitrate

reduction will be affected in such a complex effluent The bio-filtrated landfill leachate (BFLL)

contained originally 260 mg N-NO3 L-1

obtained from the nitrification of ammonia (see Table

51) and this concentration was adjusted at around 300 mg N-NO3 L-1

in order to have a similar

concentration with that imposed in synthetic solutions The concentrations of NH4 and NO2 in

the BFLL were very low (lt 02 mg N L-1

for NH4 and lt 007 mg N L-1

for NO2) The

experiments were conducted in galvanostatic mode at 1 A during 30 min The results are

presented in figure 56 As shown in figure 56 TiPt was more effective to avoid NH4 formation

0

10

20

30

40

50

60

Fe Al SS Cu TiPt

mg

N L

-1

Ammonia

Nitrite

284

during electrocoagulation of BFLL ([NH4] = 20 mg L-1

) followed by Cu ([NH4] = 105 mg L-1

)

Al ([NH4] = 137 mg L-1

) SS ([NH4] = 212 mg L-1

) and Fe ([NH4] = 238 mg L-1

) As discussed

above NH4 was formed by NO3NO2 reduction at the cathode electrode It is worth noting that

with the exception of TiPt in all cases the residual NH4 concentrations were above the limiting

values (10 mg L-1

) recommended for effluent discharge in the environment It can be interesting

to compare these results obtained using real landfill leachate with those recorded using synthetic

landfill leachate The residual concentrations of ammonia and nitrite in real landfill leachate

decreased in comparison with experiments conducted using synthetic landfill leachate (Figure

54) Itrsquos important to mention that these two experiments were carried out in similar conditions

(initial concentration of nitrate and current intensity) The formation of NH4 decreased by 30 74

22 58 and 68 on the Fe Al SS Cu and TiPt cathodes respectively This phenomenon had

been reported by other authors They studied the catalytic reduction of nitrate in real wastewaters

(Chaplin et al 2006 Kim et al 2012 Wu et al 2015 Zhang et al 2014) The decrease of

ammonia formation in the BFLL could be explained by the competition between the nitrate

reduction and the reduction of other compounds presented in the BFLL These compounds could

be organic (eg humic substances) or inorganic (bicarbonates chlorides sulfides metals etc)

compounds

Chaplin et al (2006) had demonstrated that the presence of humic acids affected negatively the

nitrate removal during catalytic reduction In their study the nitrate removal percentage dropped

by over 50 in comparison to the synthetic water when 33 mg C L-1

of humic acids was added

in the water The same phenomenon of humic substances inhibition was reported by other

authors (Kim et al 2012 Ruangchainikom et al 2006) In our case the BFLL contained high

amount of humic substances since the raw leachate was from an old landfill Because of their

285

refractory nature these organic compounds were not bio-degraded after the biological treatment

The fractionation and characterization of the BFLL organic matter had revealed that nearly 90

of the total organic carbon was comprised of humic material (humic acids and fulvic acids) (Dia

et al 2017) These molecules contain electrochemically active sites that can be reduced and

adsorbed on cathode surface

Other inorganic ions found in landfill leachate might also compete and hamper nitrate reduction

It is the case for some halides (Cl- Br

- and I

-) These compounds are known for their negative

effect for nitrate reduction process (Pletcher and Poorabedi 1979) However in some reports

(Pressley et al 1972 Reyter et al 2011 Yu and Kupferle 2008) chlorides are described to be

beneficial for electrochemical reduction of nitrate when an inert anode is used In fact chloride

can be oxidized into hypochlorite and this latter can oxidize ammonia into nitrogen gas

However in our experimental conditions the anodic dissolution (Al3+

formation) was the main

reaction occurring on Al anode material Due to the similarity between their ionic structures

bicarbonate ions can be adsorbed on cathode electrodes and slow down the nitrate reduction rate

This inhibitive effect was studied by Pintar and Levec (1998) Even though a high proportion of

bicarbonate in the raw landfill leachate was consumed by the autotroph bacteria during the

nitrification process the remaining amount of bicarbonates in the BFLL (around 500 mg of

HCO3- L

-1) can hinder the nitrate reduction These observations were consistent with those

recorded by Wu et al (2015) They used a catalytic reduction process to remove nitrate from a

landfill leachate pre-treated by a membrane bioreactor Overall the presence of humic

substances and other inorganic salts in the BFLL could be beneficial to inhibit ammonia

formation

286

Figure 5-6 Ammonia and nitrite formation on different cathodes with BFLL of 300 mg

N-NO3 L-1


554 Influence of cathodic area on ammonia formation

In order to further reduce the ammonia formation the impact of cathodic area on ammonia

formation and COD removal were investigated Al was used as anode material with a constant

surface area of 110 cm2 whereas SS was used as cathode material with different electrode

surfaces In spite of a relatively high concentration (21 mg N L-1

) of ammonia recorded in the

previous experiments using SS this material was chosen for further investigations SS is often

used as cathode in the EC reactors due to its low price and its good resistance to chemical and

electrochemical corrosion Two sets of experiments were carried out using different cathode

areas (275 55 825 and 110 cm2) The first set of experiments was carried out by imposing a

0

5

10

15

20

25

Fe Al SS Cu TiPt

mg

N L

-1

Ammonia

Nitrite

287

constant current intensity of 10 A (Figure 57) whereas the second set of experiments was

conducted by imposing a constant current density of 91 mA cm-2

(Figure 58)

Figure 57a shows that the decrease of cathodic area had no significant effect on ammonia

formation Ammonia concentrations passed from 23 to 201 mg N L-1

when the cathodic surface

was reduced by 75 In fact for the same current intensity imposed the decrease of the cathodic

surface led to the increase of current density For the same current intensity imposed low

cathode surface were compensated by high current density so that the ammonia concentrations

were quite similar regardless of low cathode surfaces Similar results were also recorded for

COD removal (Figure 57b) The average COD removal was around 83538 regardless of

cathode surfaces imposed Since the anodic current intensity (or anodic current density) was

constant a similar amount of metallic hydroxides should be formed according to Faradayrsquos Law

Aluminum hydroxides were formed by anodic dissolution during electrocoagulation and COD

was mainly removed by co-precipitation with metallic sludge residues

Figures 58 show results obtained by keeping a constant cathodic current density (91 mA cm-2

)

for the different cathode surfaces The residual concentration of ammonia decreased when the

cathodic surface decreased (Figure 58a) The residual NH4 concentrations were 58 101 161

and 23 mg L-1

when cathodic surfaces of 275 55 825 and 110 cm2 were respectively imposed

These results show that at a given current density the ammonia formation was directly

proportional to the cathodic surface As expected the decrease of the cathodic surface induced a

decrease of ammonia concentration on SS electrode However the decrease of the cathodic

surface negatively affected the COD removal (Figure 58b) For instance 85 of COD was

removed for a cathodic surface of 825 cm2 whereas only 25 of COD was removed when the

cathodic surface was three times lower (275 cm2) Indeed the COD change was not related to

288

the different cathode surfaces but it was linked to the current intensity applied on the anode

material In order to keep the same cathodic current density the applied intensity should be

lowered when the cathodic surface decreased Since the anodic surface was constant the anodic

current density decreased with the diminution of the cathodic surface For instance the anodic

current densities were 91 68 45 and 23 mA cm-2

for experiments with cathode surfaces of

110 825 55 and 275 cm2 respectively As a result more metallic hydroxides were formed with

high current density leading to more COD removal

Finally the influence of cathodic surface on ammonia formation was not significant when a

same current intensity was applied on different cathodic surfaces However ammonia formation

at the cathode material can be reduced by decreasing the cathodic surface for a same current

density applied but the COD removal will be negatively affected during electrocoagulation

process Nevertheless the limiting value of 10 mg N-NH4 L-1

recommended by the province of

Queacutebec for landfill leachate discharge in the receiving waters can be achieved with 61 of COD

removal with a cathodic surface of 55 cm2 and a current density of 91 mA cm

-2

289

Figure 5-7 Ammonia production (A) and COD removal (B) during EC of BFLL with

different cathode surface values Conditions NO3 = 300 mg N L-1

I = 1 A

time = 30 min cathode = SS anode = Al

0

5

10

15

20

25

110 825 55 275

mg

N-N

H4 L

-1

Cathodic surface aera (cm2)

(A)

10

20

30

40

50

60

70

80

90

110 825 55 275

CO

D r

em

ova

l (

)


(B)

290



cathodic

current density = 91 mA cm-2


0

5

10

15

20

25

110 825 55 275

mg

N-N

H4 L

-1


(A)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

110 825 55 275

CO

D r

em

ova

l (

)


(B)

291

56 Conclusion

Different cathode materials (Fe Al SS Cu and TiPt) were investigated to identify the best

cathode for which ammonia formation was minimized during electrocoagulation of bio-filtrated

landfill leachates (BFLL) The TiPt cathode showed the lowest rate of ammonia formation

followed by Cu Al SS and Fe In order to further minimize the residual NH4 concentration

using SS cathode (often used as cathode in electrocoagulation process) additional experiments

were conducted using different electrode areas of SS (275 55 825 and 110 cm2) For a constant

current density of 91 mA cm-2

the residual NH4 concentration could be optimally diminished by

reaching the limiting value recommended (10 mg NH4 L-1

) in the province of Queacutebec and around

60 of refractory COD could be removed from BFLL when 55 cm2 of SS surface was imposed

57 Acknowledgements

This research project was conducted in collaboration with the research institutes INRS (Institut

National de la Recherche Scientifique) and CRIQ (Centre de Recherche Industrielle du Queacutebec)

and the companies E2metrix and Gesterra It received the financial support of MITACS

(IT03162)

293

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301

CHAPITRE 6

TREATMENT OF LANDFILL LEACHATE USING A HYBRID PROCESS

COMBINING ELECTROCOAGULATION AND BIOFILTRATION

UTILISATION DrsquoUN PROCEacuteDEacute HYBRIDE COMBINANT

LrsquoEacuteLECTROCOAGULATION ET LA BIOFILTRATION POUR LE TRAITEMENT

DES LIXIVIATS DE SITES DrsquoENFOUISSEMENT

Le chapitre 6 srsquointeacuteresse agrave lrsquoeacutetude du sceacutenario 2 qui consistait agrave installer le proceacutedeacute





4 Le Chapitre 6 est constitueacute de lrsquoarticle suivant

Dia Oumar Drogui Patrick Buelna Gerardo and Dubeacute Rino (2017) Treatment of landfill

leachate using a hybrid process combining electrocoagulation and biofiltration Waste

Management

303

6 TREATMENT OF LANDFILL LEACHATE USING A HYBRID

PROCESS COMBINING ELECTROCOAGULATION AND

BIOFILTRATION

61 Abstract

Landfill leachates are known for their high and complex composition of organic inorganic and

microbial pollutants As a result it is quite challenging to treat these effluents by using only one

treatment process A combining approach is generally required to treat efficiently these

wastewaters and comply with the discharge standards In this present study electrocoagulation

(EC) and biofiltration (BF) processes were sequentially used to treat landfill leachate EC process

has been able to reduce 37 of the initial total COD A fractionation of different organic matter

fractions showed that EC was particularly efficient to remove insoluble COD and humic acids

fraction In addition other pollutants such as turbidity true color Zn and phosphorus were

significantly reduced by EC with 82 60 95 and 82 of removal respectively The

subsequent treatment by BF process had led to a complete removal of ammonia pollution (gt 99

of NH4 removal) and a partial reduction of the dissolved organic material (42 of COD

removal) Surprisingly the phosphorus deficiency and the residual aluminum ions in the electro-

coagulated landfill leachate showed no negative impact on the nitrification process Overall it

can be concluded that the hybrid process of ECBF is efficient to remove or reduce organic and

inorganic pollutants from a mature landfill leachate

304

62 Keywords

Landfill leachate electrocoagulation biofiltration humic acids fulvic acids aluminum anode

63 Introduction

Landfill leachate is generated after the percolation of water (rainfall melting snow) and solid

wastes moisture through a landfill During this percolation different types of organic inorganic

and microbial pollutants are extracted out of the biosolids and carried by the leachate

(Christensen and Kjeldsen 1989) Hence this later should be captured and treated properly to

avoid any eventual contamination of the groundwater and surrounding surface water (Raveh and

Avnimelech 1979) Among other factors the age of the landfill and the nature of the buried

biosolids have a significant impact on landfill leachate characteristics (Baig et al 1999 Lo

1996 Renou et al 2008) In the case of sanitary landfill the leachate can be classified into 3

groups based on the age of the landfill ldquoyoungrdquo ldquointermediaryrdquo and ldquomaturerdquo landfill leachates

(Renou et al 2008) The ldquoyoungrdquo leachates are generally from landfill which have less than 5

years old and are known for their high concentration of biodegradable organic compounds

(Harmsen 1983) By contrast ldquomaturerdquo leachates are usually from old landfill with more than 10

years old These leachates are characterized by moderate concentrations of organic matter with a

high proportion of refractory compounds mainly composed of humic substances (Chen 1996

Ehrig 1989)

Biological processes (BP) are traditionally used for the treatment of landfill leachate Their use is

mainly justified by their simplicity a low treatment cost and a good performance for the

removal of biodegradable organic materials and nitrogen (Kurniawan et al 2006) However

these technologies face some limits when it is come to deal with ldquomaturerdquo leachates with a high

305

proportion of bio-refractory compounds (Xiao et al 2013) To overcome this issue BP can be

coupled with other non-biological systems to increase the purification efficiency (Rautenbach

and Mellis 1994) Many combinations had been experimented in recent studies including BP

and chemical coagulation (Uygur and Kargi 2004 Zouboulis et al 2004) BP and membrane

technologies (Ahn et al 2002 Bohdziewicz et al 2001) BP and advanced oxidative processes

(Anfruns et al 2013 Chemlal et al 2014) BP and electrochemical processes (Lin and Chang

2000 Zolfaghari et al 2016) etc Among these combinations electrocoagulation (EC) process

could be an interesting approach to support a biological system in a treatment system The

principle of EC consists to generate coagulants agents such as Al3+

or Fe2+

by applying a current

intensity between a cathode and a sacrificial anode These coagulants can then interact with the

colloids by disturbing their stability and leading to the formation of flocs capable to settle down

The main advantages of EC are a low sludge production in comparison to the chemical

coagulation a low or no chemical reagents requirement short treatment time and an easy

automation (Drogui et al 2007)

Depending on the treatment needs the BP can be used as a pretreatment or posttreatment step In

previous study we did investigate the possibility to treat landfill leachate by using biofiltration

(BF) as a pretreatment process and EC with a magnesium-based anode as a secondary treatment

(Oumar et al 2016) This configuration showed a very good performance in terms of COD

nitrogen phosphorus turbidity and color removals However the main problematic related to

this configuration was the electrochemical reduction of nitrate to ammonia during the EC In

fact nitrate ions produced from the nitrification of ammonia during the BF were transformed

back to ammonia during the subsequent EC treatment and raising the ammonia concentration in

the treated effluent This phenomenon of ammonia electro-production can be alleviated by using

306

a cathode with low hydrogen overpotential such as platinum or titanium platinized (Dima et al

2005) However these materials are expensive and their use in EC process might be

questionable Another way to avoid this phenomenon is to reverse the configuration by putting

the EC as a pretreatment process before the biological system Nevertheless there are also some

uncertainties regarding this configuration such as very low phosphorus concentration after the

EC and the impact of the residual metallic coagulants on the biological treatment

The main objective of this research was to investigate the technological uncertainties related to

the successive use of EC and BF for mature landfill leachate treatment To do so the

performance of each process had been evaluated in terms of COD NH4 phosphorus and metals

removal A particular attention was paid to the organic matter by making its fractionation in

order to know which organic fractions were preferentially removed by each process


641 The raw landfill leachate

The landfill leachate used in this study was sampled from a municipal landfill located in the

province of Queacutebec Canada This landfill is operated since 2000 and receives about 25000 tons

of biosolids per year The buried biosolids are mainly composed by household wastes The

leachate was sampled from an unaerated storage tank where the raw landfill leachate was stocked

before the treatment The sampled landfill leachate was then sealed in polypropylene buckets and

kept at 4degC before utilization Table 61 shows the characteristics of the raw landfill leachate and

the leachate discharge standards established by the province of Queacutebec (MDDELCC 2009)

307

Tableau 6-1 Raw landfill leachate characteristics and Queacutebec province discharge

standards

Parameters Units Raw landfill

leachate

Queacutebec

regulation n

1

Total COD mgL 1619 - 3

BOD5 mgL 460 65 1

BODCOD - 029 - 1

Conductivity mScm 529 - 1

pH - 783 6 ndash 95 4

Alkalinity mg CaCO3L 4301 - 3

Turbidity NTU 17875 - 4

N-NH4 mgL 610 10 4

P-t mgL 489 - 4

Zn mgL 146 007 4

Fe mgL 2474 - 4

1 number of analysis

642 EC setup

The EC experiments were carried out in batch mode using a cylindrical reactor with a capacity of

15 L (Figure 61) The electrodes were arranged in a concentric manner by using a cylindrical

hollow as a cathode and a full cylindrical rod as an anode The anode was made of pure

aluminum metal while the cathode was in stainless steel The inner diameter and the length of the

cathode were respectively 5 and 72 cm representing an area of 1130 cm2 With regard to the

anode this later had a diameter and a length of 19 and 798 cm respectively corresponding to an

anodic surface of 476 cm2 The distance between the electrodes was 155 cm the raw landfill

leachate was introduced from the top of the reactor by a conical opening and then recirculated in

a closed loop by a mean of centrifugal pump After the treatment the leachate was withdrawn

out of the reactor via a drain valve located at the bottom of the system This drain valve was also

used to sample the leachate when the system was running The EC cell was operated under

308

galvanostatic mode by using a DC power supplier Xantrex XFR40-70 (Aca Tmetrix

Mississauga ON Canada) to apply the desired current intensity The EC cell was cleaned by

recirculating tap water in the reactor after each experiment A more rigorous cleaning with 5

sulfuric acid was conducted after each set of five experiments The anodic rod was mechanically

polished with sandpaper before each experiment At the end of the experiment the effluent was

naturally settled down for at least one hour before to sample the supernatant The samples were

analyzed at the same day or kept at 4degC for later analysis


309

643 Biofiltration unit

The biological treatment was performed using an aerated BF column garnished with a mixture of

peat and wood chips The PVC column was 76 cm in diameter and 70 cm height The

composition of the biofilter media was (from the top to the bottom) 312 cm (wood chips) 937

cm (80 of wood chips + 20 of peat) 937 cm (wood chips) 2812 cm (80 of wood chips +

20 of peat) Note that the given percentages are expressed as volumetric percentages The

biofilter was operated in countercurrent mode the landfill leachate was introduced at the top of

the column while the air was injected from the bottom A peristaltic pump was used to feed the

biofilter with the electro-coagulated landfill leachate (ECLL) Given the low values of BOD

ammonia was chosen as the critical parameter during the biological treatment Hence the

feeding flow rate was set at a specific value depending to the inlet ammonia concentration in

order to respect a nitrogen load of 0055 kg of N-NH4m-2

d-1

The biofilter was aerated with a

compressed air at a flow rate of 04 L min-1

corresponding to a superficial velocity of 533 m h-1

The biomass acclimation was carried out using the raw landfill leachate as inoculum The BF

unit was operated at room temperature at around 22plusmn2degC and its clogging was controlled by

measuring the inlet and outlet flow rate every four days


All the reagents used were analytical grade with at least 97 purity The Chemical Oxygen

Demand (COD) was measured using the colorimetric method (closed reflux) (APHA 1998)

Ammonia (NH4+) and nitrate (NO3

-) were respectively measured by the salicylate and atrazine

methods approved by USEPA (USEPA 1979a b) BOD5 samples were frozen and sent to an

accredited external laboratory (AGAT laboratoires Queacutebec Canada) and the analysis was

310

performed using an electrometric method (APHA 2012) The pH was measured with a pH meter

(Accumet Excel XL25 Fisher Scientific Co) connected to a Cole-Palmer double junction

electrode (AgAgCl reference) The conductivity was determined using a Mettler Toledo

conductivity meter (S230 SevenCompactTM

Conductivity) connected to a Mettler Toledo Inlabreg

731-2m conductivity electrode A 2100 N HACH turbidity meter was used to measure the

turbidity The total alkalinity was determined by a colorimetric titration using a 002 N sulfuric

acid and methyl-orange as titrating agent and color indicator respectively The true color of the

samples was analyzed according to the platinum-cobalt method (APHA 2005) To avoid any

interference with the suspended particles samples were centrifuged at 15000 g during 15 min

before color measurement Metallic ions including phosphorus were measured using a mass

spectrophotometry technique (ICP Optical Emission Spectrometer VARIAN 725-ES) Before

the metals analysis samples were digested at 95degC for two hours in a mixture of nitric acid (10

vv) and hydrogen peroxide (15 vv) Total Organic Carbon (TOC) was estimated using a

Shimadzu TOC 5000A analyzer (Shimadzu Scientific Instruments Inc)

The organic matter (OM) was fractionated based on the method described by Van Zomeren and

Comans (2007) The Figure 62 shows the different step of the OM fractionation The OM was

separated into three groups humic acids (HA) fulvic acids (FA) and hydrophilic compounds

(Hyl) The HA fraction was extracted by centrifugation after precipitation under pH lt 2 The

supernatant (FA and Hyl) was then mixed with a non-ionic and slightly polar resin (SupeliteTM

DAX-8 Sigma-Aldrich Co) in order to adsorb the FA onto the resin surface while the Hyl

fraction remained in the supernatant After separating the resin from the slurry the FA was

desorbed using a 01 N sodium hydroxide solution COD and TOC analysis were performed on

each organic fraction

311

Figure 6-2 Different steps of organic matter fractionation


651 Electrocoagulation of raw landfill leachate

6511 Influence of current density and treatment time

Current intensity and treatment time are the most important parameters of EC process These two

parameters define the amount of coagulant (Al3+

) introduced in the reactor In order to determine

the best conditions for COD removal in terms of current density and treatment time different

values of these two parameters had been applied on the raw landfill leachate The obtained

results are presented in the Figure 63 From this figure it can be noticed that for the low current

densities (3 to 5 mA cm-2

) the COD elimination increased when the current density and the

312

treatment time were increased However no significant COD removal was achieved when the

current density was increased in the range of 5 to 15 mA cm-2

Nonetheless a current density of

8 mA cm-2

and a treatment time of 20 min had been chosen as the best conditions for COD

removal This choice was justified by the lowest residual COD concentration at 20 min The

concentration of COD continued to decrease slowly after 20 min of treatment therefore a

treatment time of 20 min was selected in order to minimize the energy consumption Under these

conditions 37 removal of the initial COD was achieved The corresponding amount of

electrical charge and theoretical dissolved aluminum were 3040 As L-1

and 028 g of Al L-1

respectively It is worth noting that the most important part of the total COD removal (82) was

achieved within the first 15 min of the experiment This kinetic behavior could be explained by

the presence of some organic fractions that were preferentially removed by the EC process than

others A fractionation of the organic matter was conducted before and after EC in order to

assess the efficiency of EC process on each organic fraction

313

Figure 6-3 Influence of current densities and treatment time on COD removal

6512 Dissolved Organic matter fractionation

In order to investigate the efficiency of the EC process for different organic fractions the landfill

leachate was fractioned into three groups based on their polarity properties (HA FA and Hyl)

The fractionation was carried out before and after EC treatment TOC and COD measurements

were carried out for different fractions The results for TOC and COD are presented in Figures

64 and 65 respectively

Regarding the raw landfill leachate the total dissolved TOC was composed by 5 of HA 35

of Hyl and 46 of FA (Figure 64) After EC treatment only 15 of dissolved TOC was

removed Even though the HA fraction represented a small percentage of the TOC (5) it was

effectively removed by EC (removal of 71 of HA) However Hyl and FA fractions were not

850

950

1050

1150

1250

1350

1450

1550

0 5 10 15 20 25 30

CO

D (

mg

L)

Time (min)

3mAcm2

5 mAcm2

8 mAcm2

10 mAcm2

15 mAcm2

314

effectively removed Only 4 of Hyl and 13 FA were respectively removed This discrepancy

in removing HA FA and Hyl fractions was reported by some authors while using EC or

chemical coagulation for the treatment of effluents containing high concentration of humic

materials (Hall and Packham 1965 Labanowski et al 2010 Wu et al 2011) The relatively

high removal rate of humic acids could be explained by the fact that this organic fraction

presents a high molecular weight (10-100 KDa (Stevenson 1994)) and a negatively charged

surface which can interact and co-precipitate with the positively charged metallic hydroxides

formed during coagulation process On the other hand Hyl and FA fractions having lower

molecular weights (lt 500 Da for Hyl and 1-10 KDa for HA) showed less interactions with the

metallic hydroxides and tend to remain in the solution

The COD analysis of the three organic fractions is shown in Figure 65 The organic composition

of the raw landfill leachate in terms of COD concentrations was 11 of HA 273 of Hyl and

41 of FA These proportions are slightly different with those obtained with TOC

measurements For example the HA fraction had increased by 6 whereas Hyl fraction

decreased by 77 in comparison to TOC percentages This could be explained by the difference

of molecular structure between these two organic fractions In fact HA molecular structures

contain a limited amount of oxygen and many aromatic rings (Huo et al 2008) Hence more

chemical oxidants were required to oxidize these molecules and this led to the increase of COD

By contrast the Hyl fraction comprised of small molecular weight compounds is easier to

oxidize According to Fig5 the overall removal of dissolved COD was 235 This was mainly

attributed to HA removal (77 of HA removed) a small fraction of FA (5 of HA removed)

and probably the hydrophobic compounds which were not take account in this study It is worth

mentioning that the removal of dissolved COD (235) was quite lower than the total COD

315

removal (37) (Figure 63) This difference can be attributed to the insoluble COD which was

efficiently removed during the treatment This insoluble organic matter was mainly comprised of

humin which is the humic substances fraction insoluble in water at any pH Overall it can be

concluded that the HA fraction and the insoluble organic matter were preferentially removed

during the EC of the raw landfill leachate Other organic fractions such as FA and Hyl

compounds were poorly removed

Figure 6-4 TOC of different organic fractions before and after EC Conditions Anode =

Al j = 8 mAcm2 and t = 20 min

0

50

100

150

200

250

300

350

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L)

Raw leachate after EC

316

Figure 6-5 COD of different organic fractions before and after EC Conditions Anode =


6513 Performances of EC on other pollutants

Table 62 summarizes the performances of EC for the removal of other pollutants under the best

operating conditions (j= 8 mA cm-2

and t = 20 min) It is important to mention that the values

given in this table were the average values obtained from the analysis of electro-coagulated

landfill leachate (ECLL) intended to feed the biofilter unit It can be seen that the ammonia

removal was insignificant This was expected because it is well known that EC has low

efficiency for ammonia removal Other studies have also reported low ammonia removal using

such process to treat landfill leachate (Bouhezila et al 2011 Ilhan et al 2008 Poveda et al

2016) Turbidity color and metals were effectively removed after the EC treatment 60 of

true color was removed and this was probably due humic acids removal In fact humic acids

have a high coloring capacity in spite of its low portion in the raw landfill leachate Among other

0

200

400

600

800

1000

1200

Total HA Hyl FA

CO

D (

mg

L) Raw leachate

after EC

317

metals zinc and iron were efficiently removed (95 of Zn removed and 95 of Fe removed)

The good removal of metals by EC process could be attributed to precipitation co-precipitation

and cathodic electrodeposition (Drogui et al 2007) However because of the use of aluminum

as a sacrificial anode aluminum ions concentration increased after the treatment Finally the

total phosphorus concentration was reduced by 82 This can be explained the chemisorption

reaction of phosphorus into aluminum hydroxides positively charged surface (Smoczyński et al

2014)

Tableau 6-2 Performances of EC for the treatment of raw landfill leachate Conditions

Anode = Al j = 8 mAcm2 and t = 20 min

Units Before EC After EC Removal

COD mgL 1619 1018 37

TOC mgL 317 269 15

N-NH4 mgL 610 595 2

Color TCU 1620 644 60

Alkalinity mg CaCO3L 4301 3606 16

Turbidity NTU 17875 3166 82

pH - 783 842 -

Phosphorus mgL 489 088 82

Aluminum mgL 064 125 -95

Zinc mgL 146 007 95

Iron mgL 247 122 95

652 Biofiltration

After an acclimation period of 40 days the biofiltration unit was then fed with the ECLL

obtained previously In order to respect the nitrogen load (0055 kg N-NH4m2d) the BF unit

was operated during 120 days with an inlet average flow rate of 365 mLd

318

6521 Organic matter removal

The performances of the biological treatment in term of COD removal are shown in the Figure

66 An average COD removal of 42 was recorded By comparison BOD5 was totally removed

after the biological treatment (data no shown) The relatively low COD removal can be explained

by the presence of refractory organic matter in the ECLL In fact the FA and Hyl compounds

contained in the ECLL represented respectively 47 and 40 of TOC After the treatment

317 and 463 of the TOCFA and TOCHyl were respectively removed (Figure 67) This means

that the Hyl fraction having smaller molecular weight than FA fraction was preferentially

removed during the biological treatment Similar observations were reported by Liu et al (2015)

using a Sequencing Batch Reactor (SBR) to treat landfill leachate pretreated by Fenton process

Huo et al (2009) also observed a good removal rate of Hyl fraction and insignificant removal

rate of humic substances (HA and FA) after biological treatment of landfill leachate

However in this study an increase of HA fraction was recorded after biofiltration treatment

This increase was likely caused by the leaching of HA from the filtration media that was

comprised of a mixture of peat and wood chips

319

Figure 6-6 COD concentrations before and after biofiltration of the electro-coagulated

landfill leachate Conditions Hydraulic load = 008 m3m

2d temperature =

22C air flowrate = 04 Lmin

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

0 20 40 60 80 100 120

CO

D (

mg

L)

Time (day)

COD inlet

COD outlet

320

Figure 6-7 Fractionation of the dissolved organic matter before and after biofiltration of

the electro-coagulated landfill leachate Conditions Hydraulic load = 008

m3m

2d temperature = 22

C air flowrate = 04 Lmin

6522 Ammonia removal

As mentioned earlier the removal of ammonia was very low during the electrochemical

treatment So the main challenge of the biological treatment was to treat efficiently the ammonia

pollution The BF column was fed with an inlet average flow rate of 365 mL d-1

in order to

respect the nitrogen load (005 Kg N-NH4m-2

d-1

) The variations of nitrogen forms during the

biological treatment are shown in Figure 6 8 It can be seen that the ammonia was almost

completely removed after BF The average ammonia concentration in the outlet was 184 mg N

L-1

that was far below the standard value set by the province of Queacutebec (10 mg N-NH4 L-1

)

(MDDELCC 2009) The concentrations of nitrate in the BF effluent were also monitored It had

been found that in average 78 of the ammonia was transformed into nitrate It is worth

mentioning that the nitrate concentration in the affluent was negligible These results showed that

0

50

100

150

200

250

300

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L)

Before BF

After BF

321

nitrification was the main mechanism for ammonia removal in the biofilter However other

biological and physico-chemical phenomena such as NH3 stripping assimilation denitrification

and adsorption might also occur in biofilter column (Garzoacuten-Zuacutentildeiga et al 2005)

The nitrification process was very efficient in spite of low phosphorus concentration and the

significant amount of residual aluminum ions obtained after the EC treatment Given the

sensitivity of the nitrifying bacteria there were some concerns about the inhibition of the

nitrification process caused by these critical parameters With respect to phosphorus the suitable

dose required for the microorganisms is a controversial subject The traditional ratio CNP

10051 is generally accepted for a suitable biological treatment However several authors

reported good nitrogen removal rates in spite of a phosphorus deficiency in the affluent (Aubry

2008 Nordeidet et al 1994 Philips et al 2003 Vanhooren 2002) Vanhooren (2002)

explained the low phosphorus requirement by a possible recycling of phosphorus inside the

biofilm from the biomass decay Regarding the effect of the residual aluminum no negative

impact on the nitrifying bacteria had been found This was in contradiction with some studies

which supported that residual aluminum ions from chemical coagulation had negative impact on

the biological treatment (Iversen et al 2009 Lees et al 2001 Snyman et al 1996) In fact

metals ions can form bond and inactive complexes with some bacteria enzymes and induce an

inhibition of their biological functions (Lees et al 2001) Also it had been reported that

microorganisms are more sensitive to metal toxicity when these metals are in the form of free ion

(Tyagi and Couillard 1988) By contrast the toxicity of metals decreases when they are

chelated by some organic ligands such as humic substances (Koukal et al 2003) This can

explain the insignificant impact of metal on nitrification process since the landfill leachate used

322

in this study contained significant amount of humic substances known for their excellent

chelating capacity


coagulated landfill leachate Conditions Ammonia load = 0055 Kg of N-

NH4m2d temperature = 22


6523 Performance of BF on other pollutants

Table 63 summarizes the performance of the biological treatment for the other pollutants The

very low BOD concentration at the outlet indicates that all the biodegradable organic matter was

removed High alkalinity removal (92) was related to the use of the inorganic carbon by the

autotroph nitrifying bacteria during the nitrification process The true color had increased by

32 after the treatment this was probably linked to the leaching of humic acids from the peat-

based media Despite an increase of residual aluminum after the EC this metal had been

0

100

200

300

400

500

600

700

800

0 20 40 60 80 100 120

mg

Nl

Time (day)

NH4 Inlet

NH4 Oulet

NO3 Outlet

323

significantly reduced in the BF effluent with 705 removal Iron was moderately removed at

29 However against all odds the average concentrations of phosphorus and zinc in the BF

outlet were higher than in the inlet The total phosphorus had slightly increased by 17 while the

zinc increased by a factor of 6 The increase of Zn was alarming because this metal is used by the

Queacutebec province regulation as indicator of metals pollution In order to understand the reason of

such increase in Zn concentration further investigation had been performed focusing on the

biofiltration media (BFM) components Zn from the mixture of peat and wood chips were then

extracted by acid leaching and analyzed It had been found that the Zn concentration in the BFM

was higher after utilization than before use (023 g ZnKg of BFM before utilization Vs 106 g

ZnKg of BFM after utilization) These results were not consistent with the hypothesis of Zn

release during the filtration However Zn accumulation in the BFM might occur during the

acclimation period (40 days) when the biofilter was fed with the raw landfill leachate that

contained an average Zn concentration of 14 mg L-1

Thereafter when it was come to treat the

ECLL with low Zn concentration (007 mg L-1

) the accumulated Zn was then released causing

higher Zn concentration at the outlet The release of Zn might be also explained by the

phenomenon of cations exchange during the filtration According to Tipping (1998) the

complexes formed by Zn2+

with the humic substances are less stable than those formed by Al3+

or Fe3+

The complexes stability constants (Log KMA) of Zn2+

Al3+

and Fe3+

with fulvic acids are

16 25 and 24 respectively In addition Kerndorff and Schnitzer (1980) investigated the

competitive sorption of 11 metals on humic acids and found that the adsorption of Zn2+

was

lower than adsorption of Al3+

or Fe3+

As a result the adsorbed zinc might be substituted by the

aluminum and iron ions which have stronger affinity with the peat mainly constituted by humic

324

substances This can also explain why Fe and Al despite their high concentration were better

removed than Zn



3m

2d temperature = 22

C air flowrate =

5 Lmin

Units BF Inlet BF Outlet Removal

COD mgL 1018 595 42

BOD5 mgL 150 lt 5 gt97

TOC mgL 269 165 37

N-NH4 mgL 595 184 gt99

N-NO3 mgL lt 1 462 -

Color TCU 644 851 +32



pH - 842 826 -

Phosphorus mgL 088 103 +17

Aluminum mgL 125 039 705

Zinc mgL 007 044 +528

Iron mgL 122 087 29

66 Conclusion

The feasibility of treating landfill leachate by using successively EC and BF processes had been

investigated The pretreatment by EC process had allowed to remove 37 of the total COD

After performing the fractionation of the organic matter it had been founded that the removed

COD was mainly related to the insoluble COD and the HA fraction However the removal of

other dissolved organic fractions such as FA and Hyl compounds was insignificant Furthermore

other pollutants like turbidity true color zinc and phosphorus were successfully reduced with

325

82 60 95 and 82 of removal respectively The subsequent biological treatment had

allowed removing the ammonia pollution as well as a partial fraction of the dissolved organic

matter Over 99 of the initial NH4 had been removed and nitrate was the main nitrogen by-

product formed from the nitrification process Surprisingly the phosphorus deficiency and the

residual aluminum ions in the electro-coagulated landfill leachate showed no negative impact on

the nitrification process The average COD and BOD removal after the biofiltration was 42 and

97 respectively The TOC removal of the FA and Hyl fractions after biological treatment was

317 and 463 respectively However a slight increase of HA fraction had been recorded

after BF and this was probably linked to a leaching of humic acids from the peat-based filtration

media The residual aluminum concentration of 125 mg L-1

obtained after EC was reduced at

705 while an increase of Zn concentration was observed at the biofilter outlet

67 Acknowledges



and the companies E2metrix and Gesterra It also received the financial support of MITACS

(IT03162)

327

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335

7 ANNEXES

337

Annexe 1 Bilan partiel drsquoazote lors de la biofiltration du lixiviat brut (Sceacutenario 1)

Figure 7-1 Bilan partiel drsquoazote lors de lrsquoeacutetude du sceacutenario 1

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

142 159 162 172 179

p

ar

rap

po

rt agrave

la

ch

arg

e d

e N

-NH

4 eacute

lim

ineacute

Jours

Autres

N-N2O

N-NH3

N-NO3

338

Annexe 2 Analyse au MEB des cristaux formeacutes agrave la surface du biofiltre

Figure 7-2 Composition eacuteleacutementaire des cristaux formeacutes agrave la surface du biofiltre

Element Weight Atomic

C 4065 5495

O 3474 3526

Mg 054 036

P 095 050

S 059 030

Ca 1823 738

Fe 430 125

Totals 10000 10000

339

Annexe 3 Comparaison des performances des sceacutenarios 1 et 2 sur le mecircme type de lixiviat (LES 2)

Sceacutenario 1

[ ] initiale (mgL) Abattement BF () Abattement EC ()

Abattement Global ()

DCO 1480 plusmn 405 51 plusmn 12 84 plusmn 39 92

NH4 560 plusmn 152 95 plusmn 7 - 95

Zn 13 plusmn 05 23 plusmn 7 95 plusmn3 97

Sceacutenario 2

[ ] initiale (mgL) Abattement EC () Abattement BF ()



NH4 653 plusmn 37 6 plusmn 5 99 plusmn0 99


Tableau 7-1 Comparaison des performances des sceacutenarios 1 et 2

340

Annexe 4 Bilan drsquoazote suite aux expeacuteriences de reacuteduction eacutelectrochimique des nitrates

Figure 7-3 Bilan partiel dazote avec les diffeacuterentes cathodes utiliseacutees

Conditions [Nitrate]o = 300 mg NL intensiteacute = 1 A temps de traitement = 30 min Anode = Al

0

10

20

30

40

50

60

70

Fe Al Inox Cu TiPt

mg

NL

N-NO2 Produit

N-NH4 Produit

N-NO3 eacutelimineacute

341

CHAPITRE 1

1 Synthegravese

11 Introduction























12432 Le pH







132 Hypothegraveses



133 Objectifs















1521 LES 1

1522 LES 2



1532 Demande chimique en oxygegravene (DCO) et Demande biologique en oxygegravene (DBO5)






161 Combinaison des proceacutedeacutes de biofiltration et drsquoeacutelectrocoagulation utilisant une anode agrave base de magneacutesium pour le traitement des lixiviats des sites drsquoenfouissement (Chapitre 3)

162 Eacutelectrocoagulation drsquoun lixiviat bio-filtreacute Fractionnement de la matiegravere organique et influence du type drsquoanode (Chapitre 4)

163 Approche strateacutegique pour limiter la formation de lrsquoazote ammoniacal pendant lrsquoeacutelectrocoagulation drsquoun lixiviat obtenu apregraves biofiltration (Chapitre 5)

164 Utilisation drsquoun proceacutedeacute hybride combinant lrsquoeacutelectrocoagulation et la biofiltration pour le traitement des lixiviats de sites drsquoenfouissement (Chapitre 6)






CHAPITRE 2

2 Utilisation des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et leurs combinaisons avec les proceacutedeacutes biologiques pour le traitement des lixiviats de sites drsquoenfouissement sanitaires ndash Revue de litteacuterature

21 Reacutesumeacute

22 Mots cleacutes

23 Introduction






29 Combinaison des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et biologiques pour le traitement des lixiviats de sites drsquoenfouissement




294 Couplage des autres proceacutedeacutes eacutelectrochimiques avec un traitement biologique

295 Tendances futures et perspectives des proceacutedeacutes eacutelectrochimiques et leur couplage avec les proceacutedeacutes biologiques

210 Conclusion

211 Remerciements


CHAPITRE 3

3 COUPLING BIOFILTRATION PROCESS AND ELECTROCOAGULATION USING MAGNESIUM-BASED ANODE FOR THE TREATMENT OF LANDFILL LEACHATE

31 Abstract

32 Keywords

33 Introduction












353 Electrocoagulation (EC) of landfill leachate obtained from the biofiltration process




36 Conclusion

37 Aknowledgements


CHAPITRE 4

4 eLECTROCOAGULATION OF BIOFILTRATED LANDFILL LEACHATE INFLUENCE OF ANODE MATERIALS AND FRACTIONATION OF DISSOLVED ORGANIC MATTER

41 Abstract

42 Keywords

43 Introduction











46 Conclusion

47 Acknowledgements

48 References

CHAPITRE 5

5 Strategical approach to prevent ammonia formation during electrocoagulation of landfill leachate obtained from a biofiltration process

51 Abstract

52 Keywords

53 Introduction




543 Analysis






56 Conclusion

57 Acknowledgements

58 References

CHAPITRE 6

6 Treatment of landfill leachate using a hybrid process combining electrocoagulation and biofiltration

61 Abstract

62 Keywords

63 Introduction



642 EC setup








652 Biofiltration




66 Conclusion

67 Acknowledges

68 References

7 Annexes

i

REMERCIEMENTS

Je tiens agrave remercier vivement le Pr Patrick Drogui pour lrsquoopportuniteacute qursquoil mrsquoa offert de reacutealiser

mon projet doctoral au sein de son eacutequipe Il a su mrsquoencourager et mrsquoapporter tout son soutien

pour la reacuteussite de ce projet Je remercie eacutegalement mon codirecteur de recherche Dr Gerardo

Buelna ainsi que mon superviseur M Rino Dubeacute pour leur implication et leur conseil durant les

reacuteunions de suivi des travaux de ma thegravese Mes remerciements aux membres du jury drsquoeacutevaluation

agrave savoir Pr Paul Lessard (examinateur externe) Pr Ceacuteline Vaneeckhaute (examinatrice externe)

Pr Rajeshwar Dayal Tyagi (examinateur interne) pour leur disponibiliteacute et leurs commentaires et

suggestions pour ameacuteliorer la qualiteacute du preacutesent manuscrit

Je remercie eacutegalement les organismes subventionnaires et partenaires industriels (CRIQ

CRIBIQ E2METRIX GESTERRA et MITACS) qui ont apporteacute un soutien financier technique

et logistique consideacuterable pour la reacuteussite de ce projet

Je suis tregraves reconnaissant envers toutes les personnes qui mrsquoont apporteacute leur aide durant mes

travaux de recherche A cet effet je remercie particuliegraverement M Jean Nadeau M Marc Genest

et M Louis Harvey qui mrsquoont apporteacute un soutien logistique consideacuterable lors de mes campagnes

drsquoeacutechantillonnage et pendant mes travaux au CRIQ Par le biais de M Stefane Preacutemont je tiens agrave

remercier lrsquoensemble du personnel des laboratoires de lrsquoINRS-ETE pour leur aide et conseils qui

mrsquoont eacuteteacute tregraves utiles pour les analyses de mes eacutechantillons Merci eacutegalement agrave M Jean-Daniel

Bourgault et le personnel de la bibliothegraveque INRS-ETE pour leur aide tout au long de ma thegravese

Mes remerciements vont agrave lrsquoeacutegard de M Mohamed Laaroussi qui travers la compagnie

E2metrix a apporteacute un soutien technique et financier consideacuterable pour la reacuteussite de ce projet

ii










iii

AVANT-PROPOS








chapitres






eacutetude







iv


DOI 1072021035717ar











101016jjenvman201606067










v





















vii

REacuteSUMEacute






















viii
























ix























xi

ABSTRACT
















before the BF






xii
























xiii





(125 plusmn












xv


CHAPITRE 1 1

1 SYNTHEgraveSE 3

11 INTRODUCTION 3










133 Objectifs 39












xvi















CHAPITRE 2 113





22 MOTS CLES 116

23 INTRODUCTION 117






xvii








biologiques 171

210 CONCLUSION 177


212 REFERENCES 179

CHAPITRE 3 199



31 ABSTRACT 201

32 KEYWORDS 202

33 INTRODUCTION 202










36 CONCLUSION 230

xviii



CHAPITRE 4 239



41 ABSTRACT 241

42 KEYWORDS 242

43 INTRODUCTION 242











46 CONCLUSION 260


48 REFERENCES 263

CHAPITRE 5 269



PROCESS 271

51 ABSTRACT 271

xix

52 KEYWORDS 271

53 INTRODUCTION 272




543 Analysis 277






56 CONCLUSION 291


58 REFERENCES 293

CHAPITRE 6 301



61 ABSTRACT 303

62 KEYWORDS 304

63 INTRODUCTION 304



642 EC setup 307





xx


66 CONCLUSION 324

67 ACKNOWLEDGES 325

68 REFERENCES 327

7 ANNEXES 335

xxi

LISTE DES TABLEAUX























xxii






3m

2d temperature = 22

C air flowrate = 5

Lmin 324


xxiii

LISTE DES FIGURES


18









nitrates 56









2d



2d temperature = 22

C


xxiv


m3m

2d 216


m3m

2d 217


2d temperature =



















xxv














2 for iron t = 20






279



mV s-1

280


mg N-NO3 L-1


xxvi


mg N-NO3 L-1



L-1









91 mA cm-2






= 8 mAcm2 and t = 20 min 315


= 8 mAcm2 and t = 20 min 316



2d temperature = 22

C air




2d


xxvii







xxix






Eacutequation 1-5

22



Eacutequation 1-8

36

Eacutequation 1-9

36

Eacutequation 1-10

37


)

66


)

67





Eacutequation 2-5

128

xxx



Eacutequation 2-8

135

Eacutequation 2-9

135



Eacutequation 2-12

135








Eacutequation 2-20

145

Eacutequation 2-21 ( ) ( ) ( ) 146

Eacutequation 2-22 ( ) ( ) ( ) 146


xxxi

Eacutequation 3-1

209

Eacutequation 3-2 (

)

(

)

212

Eacutequation 3-3

( ( )) 212

Eacutequation 3-4

218

Eacutequation 3-5

218

Eacutequation 3-6

224



Eacutequation 4-3 ( ) ( ) ( ) 244

Eacutequation 5-1

272

Eacutequation 5-2

272


AF Acides Humiques

AH Acides Fulviques


BF Biofiltration































US Ultrasons

V Volume


1

Partie I

CHAPITRE 1

SYNTHESE

3

1 SYNTHEgraveSE

11 Introduction





















4














5






















6


2002)




















7


Age de la

deacutecharge


(mScm)



2000)


2008)




2000)


2014)




1997)

Mature Japon 81 - 86 - 221 1- 26

001 ndash 012 104 - 332 (Imai et al 1995)



2000)

8











basiciteacute














9





Arsenic 10-2

- 1

Cadmium 10-4

- 04

Chrome 2 10-2

- 15

Cobalt 5 10-3

- 15

Cuivre 5 10-3

- 10

Plomb 10-3

- 5

Mercure 1510-5

- 016

Nickel 15 10-2

- 13

Zinc 310-2

- 103










10







2002)











11





mensuelle

DBO5 mgL 150 65 30 -100

DCO mgL - - 125 - 300

COT - 70

pH - 6 ndash 95 -

N-NH4 mgL 25 10 -


MES mgL 90 35 35 -100

Zn mgL 017 007 -


Composeacutes


-












12


2013)




















13





















conventionnelles



14








et al 2008) etc
















15






















16
























17
























18













19
















2j






20













34 m3m



2h pour une











21
















par rapport au zinc






et Al3+


22


11 et 12)

Eacutequation 1-1

Eacutequation 1-2







Eacutequation 1-5










23







Al(H2O)52+

et Al(H2O)42+



Al(OH)2+ Al2(OH)2

4+ Al(OH)4

- Al6(OH)15

3+ Al7(OH)17




comme Fe(H2O)63+

Fe(H2O)5(OH)2+



4+

(Mollah et al 2004)






biologique






24
















et al 2007)


25


Electrodes Volume

de travail

(L)

pH

Dureacutee de

traitement

(min)

Tension ou

densiteacute

eacutelectrique

DCO NH4 Distance

inter-

eacutelectrode

(cm)


Concentration

initiale (mgL)

Abattement

()

Concentration

initiale (mgL)

Abattement

()

Al Al 05 8 100 12 V 16464 627 - - 65 (Jotin et al

2012)


Fe Fe 1 65 30 298 mAcm2 2566 327 386 248 1 (Li et al 2011)

Al Al 1 65 30 298 mAcm2 2566 21 386 208 1 (Li et al 2011)


2008)


2008)


al 2011)


al 2011)


1997)


1997)


2014)

Fe Fe 015 86 30 5 V 12650 33 - - 23 (Norma et al

2012b)


2011)


Kuleyin 2012)

26























2005)

27

12432 Le pH


















et al 2008)





28
























29



de courant optimums




















30
























31










et Fe2+






33























34




35

132 Hypothegraveses









(Tsai et al 1997)





2-




36




Eacutequation 1-8

Eacutequation 1-9













biologique

37





Eacutequation 1-10




carbonates (CO32-








39

133 Objectifs




















etc)

40






41





















43






















44
























45





















dissoute







des nitrates

46
























47




















49


















et 4egraveme






50


et la 4egraveme











51













52









53
























54






55











56




des nitrates







1 Reacuteacteur

2 Eacutelectrodes





57
















58





1521 LES 1






59









expeacuteriences

1522 LES 2













60




















25 mm)

61


(DBO5)






















62




reg














de N-NH4 et P-PO4





63























64















organique

65


66






















)

67




lrsquoanneacutee






)









ferrousaluminium


fob-turkey

68









69








(Chapitre 3)













2j) En


70
























71
















2+ tant que le pH









72






et Ca2+





















73





















74

























75






















76
























77



















cathodes





78
























79























80


















biologique






81



CO32-
























82












et Fe3+










83












3 pour lrsquoAl












84













85





Temps (min) 30 20 20 20

Tension (V) 26 34 305 475

Volume (m3) 00015 00015 00015 00015









Total ($CADm3) 3031 1841 1382 1576






86












13

42 16

7

22






87




frais connexes

89













avant la BF











90

























91








et AF)
















92






(125 plusmn

















de vie

93




















94




biofiltration








ions Zn2+


et Fe2+










95

















198-199201-210





96













Attribueacute









97





Vol 52 p pp 760-769



4185




2015)




2015)





2015)

98




38(1)11-41


Soil Poll 69(3-4)337-349






Technol 24(2)119-202









99










68











100



Technol 55(10)135-143








24(5)369-378


17(6)699-705









101




5)1651-1654





35(10)2403-2410



29(2)687-694



Water Res 43(3)822-830







102



28(11)2386-2392









27(5)512-519





Technol 32(4)297-336



Eng 35(2)204-212



103






















104



(Accessed 241116))






114(1ndash3)199-210












105






















449

106




2(3)127-139









64(8)1708-1715










107








Spain)



41(19)6755-6761












108









101(20)7754-7760









27(5)483-491



111

Partie II

ARTICLES

113

CHAPITRE 2













1072021035717ar

115





21 Reacutesumeacute




















116



22 Mots cleacutes



117

23 Introduction























118
























119



121






2010a)

















122












123



(mScm)

DCO DBO DBODCO


(mgL) (mgL) (mgL)








2 566 960 037 386 (LI et al 2011)






124

























125



2002)














2002)







126







2002)


Arsenic 10-2

- 1

Cadmium 10-4

- 04

Chrome 2 10-2

-15

Cobalt 5 10-3

-15

Cuivre 5 10-3

- 10

Plomb 10-3

- 5

Mercure 1510-5

- 016

Nickel 15 10-2

- 13

Zinc 310-2

- 103





127
















128







(Eacutequation 23)














Eacutequation 2-5

Eacutequation 2-6

129

Eacutequation 2-7























130

























131
























132






lixiviats

133


Anode Cathode

Volume de

travail

(L)

pH

(initial)

Dureacutee de

traitement

(min)

Conc DCO

initiale

(mgL)

Abattement

DCO

()

Conc N-NH4

initiale

(mgL)

Abattement

N-NH4

()

Intensiteacute ou

densiteacute de

courant



1995)


1995)


1995)

Sn-Pb-Ru (SPR)


1995)

BDD Acier

inox - 835 480 - - 1 934 80 60 mAcm2

(CABEZA et al

2007)

BDD Acier

inox - 835 360 - - 1 934 gt 98 90 mAcm2

(CABEZA et al

2007)



TiPt Acier

inox 6 61 300 60 000 53 1 200 100

33 -54

mAcm2

(VLYSSIDES et al

2003)


2009)

Acier inox Acier


TiRuO2-

IrO2

Acier

inox 02 885 90 560 662 520 984 47 mAcm2

(ZHANG et al

2011)


2011)

TiPt Acier


TiPt Acier inox

02 9 60 2 740 39 - - 15 mAcm2 (ALOUI et al 2009)

135






pour former le




Eacutequation 2-8



Eacutequation 2-9

Eacutequation 2-10

Eacutequation 2-11

Eacutequation 2-12

Eacutequation 2-13

Eacutequation 2-14


(k8= 70 M-1

s-1



7 M

-1s

-1 pour H2O2

136

et k11= 32 108 M

-1s

-1 pour Fe




ndash 10-2

M-1

s-1

) (Walling et






1999)







Eacutequation 2-15







137





du Fe (III)


















138



139



lixiviat

Volume

de travail

(L)

pH de

travail

Dureacutee de

traitement

(min)

Conc DCO

initiale

(mgL)

Abattement

DCO

()

Conc

H2O2

(molL)

Ratio

molaire

H2O2

Fe2+

Intensiteacute ou

densiteacute

eacutelectrique


Pt Feutre de

carbone

Lixiviat

brut 04 3 480 10 200 78 - - 76 mAcm

2

(TRABELSI et

al 2012)

Ti

TiRuO2-

IrO2-SnO2-

TiO2

Lixiviat

brut 08 3 40 2 720 62 017 6 1 A

(ZHANG et al

2012a)

TiRuO2-

IrO2

TiRuO2-

IrO2

Lixiviat

brut 02 3 75 5 000 872 034 12 42 mAcm

2

(ZHANG et al

2006)

Al Al Lixiviat

brut 05 3 43

2 820 ndash 3

150 94 - 1 49 mAcm

2

(MOHAJERI et

al 2010)

Fe Fe Lixiviat

coaguleacute 1 4 30 950 683 0022 -

1136

mAcm2

(LIN et Chang

2000)

Fe Fe Lixiviat

brut 05 3 20 2 350 72 0058 - 3 A

(ATMACA

2009)

Fe Fe Lixiviat

brut 09 34 60 11 000 7421 0147 - 20 mAcm

2

(ORKUN et

KULEYIN

2012)

TiRuO2-

IrO2 Acier inox

Lixiviat

brut 08 3 140

3 424 ndash 3

680 asymp 82 034 12 192 mAcm

2

(ZHANG et al

2012b)

Fe Fe Lixiviat

brut 1 3 20 2 350 70 0058 - 2 A (ALTIN 2008)

140




eacutelectrode















et HCO3-







141



















mAcm2





142























143







145





et Al3+





Eacutequation 2-17



al 2007)





Eacutequation 2-20






146











Al(H2O)52+

et

Al(H2O)42+



Al(OH)2+ Al2(OH)2

4+ Al(OH)4

-

Al6(OH)153+

Al7(OH)174+




Fe(H2O)63+

Fe(H2O)5(OH)2+



4+

(Mollah et al 2004)






147








148


Anode Cathode

Volume

de travail

(L)

pH

Dureacutee de

traitement

(min)

Tension ou

densiteacute

eacutelectrique

Conc DCO

initiale

(mgL)

Abattement

DCO

()

Conc

NH4

initiale

(mg NL)

Abattement

NH4

()

Distance

inter-

eacutelectrode

(cm)


Al Al 05 8 100 12 V 16 464 627 - - 65 (JOTIN et al

2012)

Fe Fe 1 64 ndash

73 90 496 mAcm2 2 566 498 386 386 1 (LI et al 2011)

Fe Fe 1 65 30 298 mAcm2 2 566 327 386 248 1 (LI et al 2011)

Al Al 1 65 30 298 mAcm2 2 566 21 386 208 1 (LI et al 2011)


2008)


2008)

Al Al 05 76 ndash

89 30 50 mAcm2 28 200 ndash 34 200 70 - - 28

(BOUHEZILA et

al 2011)

Fe Fe 05 76 ndash

89 30 50 mAcm2 28 200 ndash 34 200 asymp 68 - - 28

(BOUHEZILA et

al 2011)

Al Cu 2 82 ndash

85 20 25 mAcm2 2 247 39 - - 2 (TSAI et al 1997)

Fe Cu 2 82 ndash

85 20 261 mAcm2 2 107 445 - - 2 (TSAI et al 1997)


2014)

Fe Fe 015 86 30 5 V 12 650 33 - - 23 (NORMA et al

2012b)

Al Al 08 661

- 7 30 159 mAcm2 6 200 45 - - 16 (TOP et al 2011)


KULEYIN 2012)

149
















150

















151
























152
























153






















155
























156


Ilhan et al 2008)

157



Electro-oxydation








indirecte

Electro-Fenton







dans certains cas

Electrocoagulation



physico-chimiques


chimique


aluminium



159

























160





















161


Ordre de


Traitement


Performance




Enlegravev

DCO ()

Enlegravev

NH4 ()

Enlegravev

DCO ()

Enlegravev

NH4 ()


en seacutequence


65 mAcm2 t = 1 h

96 97 85 97 (Quan et al 2013)

BioEO



19 ndash 27 g DCOLj

Anode TiPt I = 40

mAcm2 t = 1 h

61 73 63 80 (Feki et al 2009)

EOBio



DCOm3j


mAcm2 t = 1 h

69 - 91 5 - 155 535 775 (Li et al 2007)


et anaeacuterobie

Anode RuO2Ti I =

50mAcm2 t = 4 h

- - 88 65 (Xiao et al 2013)

BioEO



DCOLj


mAcm2 t = 6 h

66 0 87 100 (Wang et al 2001)




08 - 48 mAcm2 t = 3 h

gt 95 78 30 -70 30 - 100 (Chu et al 2008)




t = 4 h gt 85 - 90 -

(Papastavrou et al

2009)

BioEO



19 ndash 27 g DCOLj

Anode PbO2 I = 40

mAcm2 t = 1 h

61 73 30 58 (Feki et al 2009)

BioEO

Boue activeacutee

Anode BDD I = 50

mAcm2 t = 6 h


2012)


162

























163

























t = 1h et anode en

164







j-1

La














165




Ordre de

traitement

Traitement

biologique



Conc avant

traitement


Performance du


DCO et (COT)

(mgL)

DCO et COT

( enlegravevement)


Aeacuterobie - MBR


mAcm2

t = 6 h pH = 3 FeSO4 = 10 mM

3886 (1347) 82 COT (Wang et al 2012b)







I = 2 A t = 1 h pH = 3 H2O2Fe2+

=

121 2046 71 DCO (Zhang et al 2013)

BioUFNF

EC du

concentrat


ation






= 8 h



et anaeacuterobie


h

UV (20 W 254 nm)

560 91 DCO (Xiao et al 2013)

BioPEC Traitement

biologique


= 25 h

UV (10 W 2537 nm 136 mWcm2)

560 741 DCO (Zhao et al 2010)

BioNFOI

EP du

concentrat


Aeacuterobie - MBR


mAcm2


CH2O2 = 157 mgL

(1650) 87 COT (Li et al 2013)

166





















Fe2+




167























168





du COT










mgL


biologique






169





Eacutequation 2-23



















170




















175 mAcm2


171
























172
























173




























174
























175
























177

210 Conclusion























178

















211 Remerciements





179



















180



33(2)396-400








29(9)2534-2541





3)16-23




181



353



47(3)241-248













44(12)4178-4185

182




Technol 38(1)11-41







759



Res 32(1)125-135






Eng Sci 7(6)627-633

183











Water Res 40(20)3683-3694








31(2)118-124

184



61(3)301-310





31(8)877-882




1(1)53-68







185



199-20082-87







1386







Water Res 17(6)699-705





186






Sci Technol 21(12 pt 5)1651-1654



3)381-389











187



28(11)2386-2392

















188







520














189
















Mater 114(1-3)199-210





190



56(2)204-211



















191


2858


















192





Acta 48(4)431-436












1463




193








2121






159



2991




194





















195











113(20)7588-7593





214




196










Hazard Mater 188(1-3)261-268






199

CHAPITRE 3



LEACHATE




DrsquoENFOUISSEMENT











477-483 DOI 101016jjenvman201606067

201




31 Abstract

















202

32 Keywords



33 Introduction






(Lema et al 1988)













203
























204





















205







3 of



use













2d The

206























207








208
























(Equation 31)

209

Eacutequation 3-1













210



Values Max values n

1

Total COD mgL 765 534 1332 74

BOD5 mgL 70 12 110 11

BODCOD - 009 002 013 11

TSS mgL 30 30 30 1



pH - 821 748 88 69


N-NH4 mgL 342 221 444 72

N-NO3 + N-NO2 mgL 064 064 064 1

P-PO4 mgL 233 024 98 67

Zn mgL 007 004 010 2

Fe mgL 26 19 331 2

Volatile Fatty

Acids (VFA) mgL ND

2 ND

2 ND

2 1


2ND = Not detected











211






from 103rd

day to 177th












to day 177th

) The average





126th




212



Eacutequation 3-2 (

)

(

)



33)

Eacutequation 3-3

( ( ))







213


017 m3m

2d temperature = 22








) high COD




to day 66th


214



to 194th


97th

to 108th

and day 140th

to 163rd






















215








2d


216


load of 0175 m3m

2d

0

200

400

600

800

1000

1200

0 10 20 30 40 50 60 70 80

CO

D (

mg

L)

Time (day)

Reactor pH = 7

Reactor pH = 9

Reactor pH = 11

217


load of 0175 m3m

2d








0

500

1000

1500

2000

2500

0 10 20 30 40 50 60 70 80

Co

lor

(TC

U)

Time (day)

Reactor pH = 7

Reactor pH = 9

Reactor pH = 11

218











5 NTU








35)

Eacutequation 3-4

Eacutequation 3-5

219






2d


7

75

8

85

9

95

10

0 50 100 150 200 250

pH

time (days)

Inlet pH

Outlet pH

220


process




















221













222















223









) and


2 was imposed





224



increase in CO32-



concentration

Eacutequation 3-6







2- when the




2












225


ions with Ca2+

and Mg2+

could






















226

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

0 5 10 15 20 25 30

Co

nce

ntr

atio

n o

f b

icar

bo

nat

e io

ns

(m

gL)

Time (min)

1 gL of NaHCO3

2 gL of NaHCO3

3 gL of NaHCO3

A)

227




0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

0 5 10 15 20 25 30

Co

nce

ntr

atio

n o

f ca

rbo

nat

e io

ns

(m

gL)

Time (min)

1 gL of NaHCO3

2 gL of NaHCO3

3 gL of NaHCO3

B)

228




8

85

9

95

10

105

11

0 5 10 15 20

pH

Time (min)

1 gL of NaHCO3

2 gL of NaHCO3

3 gL of NaHCO3

229




230




steel)

36 Conclusion







100

150

200

250

300

350

400

450

500

550

600

0 5 10 15 20 25 30

CO

D (

mg

L)

Time (min)

1 gL of NaHCO3

2 gL of NaHCO3

3 gL of NaHCO3

231










37 Aknowledgements






233










(APHA))








72(11)1727-1733



Eng J 198-199201-210

234








1274










Technol 26(4)361-372


Water Res 17(6)699-705

235


23(5)447-454








Technol 58(1)31-40











236






220r2019 2009 (Accessed 241116))












3146



237






Technol 27(5)483-491

239

CHAPITRE 4



MATERIALS



TYPE DrsquoANODE













241




41 Abstract









and 10 mA cm-2











242

42 Keywords


43 Introduction
















10000 mg L-1



(COD lt 5000 mg L-1



243

























244
























245


before and after EC









Table 41











246








247

















248


leachate









249













Values Max values a

1

Total COD mg L-1

596 204 1060 95

BOD5 mg L-1

108 00 63 9

BODCOD - 002 00 011 9



604 604 604 1

pH - 87 81 919 100


494 331 637 18

N-NH4 mg L-1

131 00 64 83

P-PO4 mg L-1

007 003 014 14




250






0

50

100

150

200

250

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L-1


(a)

251


COD












0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

Total HA Hyl FA

CO

D (

mg


(b)

252










and Fe2+

) is directly



for aluminum and















253



193 g L-1





0

100

200

300

400

500

600

700

800

0 5 10 15 20 25 30

CO

D (

mg

L-1)

Time (min)

3 mA cm-2

5 mA cm-2

8 mA cm-2

10 mA cm-2

15 mA cm-2

254



stainless steel)








0

100

200

300

400

500

600

0 5 10 15 20 25 30

C

OD

(m

g L-1

)

Time (min)

3 mA cm-2

5 mA cm-2

8 mA cm-2

10 mA cm-2

15 mA cm-2

255











anodes respectively













256

















257





stainless steel

0

50

100

150

200

250

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L-1


after EC- Aluminum

(a)

0

50

100

150

200

250

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L-1

)


After EC-Iron

(b)

258




2 for iron t =


0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

Total HA Hyl FA

CO

D (

mg


after EC- Aluminum

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

Total HA Hyl FA

CO

D (

mg

L-1)


After EC-Iron

(b)

259


















260




46 Conclusion











0

2

4

6

8

10

12

14

Total HA Hyl FA

Ab

s 2

54

nm

(A


after EC- Aluminum

after EC-Iron

261






47 Acknowledgements





263

48 References



(APHA))











983







264









46




17(6)699-705







265



Technol 32(4)297-336










159(2)189-197



Sci 8(2)217-236



409(20)4141-4166



Sci 20(4)492-498

266





41(19)6755-6761














NaClO and


269

CHAPITRE 5

















technology

271




51 Abstract








low (lt 02 mg N L-1





and Fe (105 137 210 and 235 mg N L-1




cm-2





52 Keywords


272

53 Introduction


















Eacutequation 5-1

Eacutequation 5-2



273

























274



also evaluated





















275




















mg N L-1


276



Parameters Units

values

Before

Bio-filtration

After


Total COD mg L-1

765 650

BOD5 mg L-1

70 lt 4

BODCOD - 009 lt 001



798 604

pH - 821 86


2750 590

NH4 mg N L-1

342 lt 02

NO3 mg N L-1

lt 064 260

NO2 mg N L-1

lt 064 lt 007

277

543 Analysis





















278


the same potential





















279






280



scan rate 50 mV s-1












mg N-NH4 L-1


This

281

























282


al 2000)


of 300 mg N-NO3 L-1


0

10

20

30

40

50

60

Fe Al SS Cu TiPt

mg

N L

-1

Ammonia

Nitrite

283


of 300 mg N-NO3 L-1













for NO2) The



0

10

20

30

40

50

60

Fe Al SS Cu TiPt

mg

N L

-1

Ammonia

Nitrite

284



)

Al ([NH4] = 137 mg L-1

) SS ([NH4] = 212 mg L-1

) and Fe ([NH4] = 238 mg L-1

) As discussed



values (10 mg L-1













compounds








285








- and I













HCO3- L





formation

286


N-NO3 L-1












0

5

10

15

20

25

Fe Al SS Cu TiPt

mg

N L

-1

Ammonia

Nitrite

287



(Figure 58)














)



and 23 mg L-1








288

















-2

289



I = 1 A


0

5

10

15

20

25

110 825 55 275

mg

N-N

H4 L

-1


(A)

10

20

30

40

50

60

70

80

90

110 825 55 275

CO

D r

em

ova

l (

)


(B)

290



cathodic



0

5

10

15

20

25

110 825 55 275

mg

N-N

H4 L

-1


(A)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

110 825 55 275

CO

D r

em

ova

l (

)


(B)

291

56 Conclusion












57 Acknowledgements




(IT03162)

293

58 References



Toxicol 70(5)1006-1012




55(24)7341-7345



(APHA))










294












Technol 61(12)3221-3227



155(6)F117-F123





Treat 49(1-3)147-156



295



171(1)724-730



(Accessed 241116))















80

296




















297



Chem 19(12)2918-2922





66(1)40-50



347(1-2)409-415




Water Res 18(11)1355-1360






298



J Catal 232(2)424-431



301

CHAPITRE 6














Management

303



BIOFILTRATION

61 Abstract
















304

62 Keywords


63 Introduction















Ehrig 1989)





305










or Fe2+
















306





















307


standards


leachate

Queacutebec

regulation n

1


BOD5 mgL 460 65 1

BODCOD - 029 - 1


pH - 783 6 ndash 95 4



N-NH4 mgL 610 10 4

P-t mgL 489 - 4

Zn mgL 146 007 4

Fe mgL 2474 - 4


642 EC setup












308









309













d-1














310

























311













312




8 mA cm-2







and 028 g of Al L-1






313












850

950

1050

1150

1250

1350

1450

1550

0 5 10 15 20 25 30

CO

D (

mg

L)

Time (min)

3mAcm2

5 mAcm2

8 mAcm2

10 mAcm2

15 mAcm2

314
























315









0

50

100

150

200

250

300

350

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L)


316















0

200

400

600

800

1000

1200

Total HA Hyl FA

CO

D (

mg

L) Raw leachate

after EC

317







2014)




COD mgL 1619 1018 37

TOC mgL 317 269 15

N-NH4 mgL 610 595 2

Color TCU 1620 644 60



pH - 783 842 -



Zinc mgL 146 007 95

Iron mgL 247 122 95

652 Biofiltration




318
















319



2d temperature =


0

200

400

600

800

1000

1200

1400

0 20 40 60 80 100 120

CO

D (

mg

L)

Time (day)

COD inlet

COD outlet

320



m3m

2d temperature = 22






in order to


d-1




L-1


)




0

50

100

150

200

250

300

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L)

Before BF

After BF

321























322


chelating capacity












0

100

200

300

400

500

600

700

800

0 20 40 60 80 100 120

mg

Nl

Time (day)

NH4 Inlet

NH4 Oulet

NO3 Outlet

323





















or Fe3+


Al3+

and Fe3+




was


or Fe3+



324


removed than Zn



3m

2d temperature = 22

C air flowrate =

5 Lmin


COD mgL 1018 595 42


TOC mgL 269 165 37

N-NH4 mgL 595 184 gt99


Color TCU 644 851 +32



pH - 842 826 -



Zinc mgL 007 044 +528

Iron mgL 122 087 29

66 Conclusion







325













67 Acknowledges




(IT03162)

327

68 References





















328








York 1989 p 29-49 9 fig 3 tab 34 ref












17 699-705

329











Acta 44 1701-1708












330







Int 22 433-442




241116)











331






















332



6761






120






Manage 184 318-326



335

7 ANNEXES

337



0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

142 159 162 172 179

p

ar

rap

po

rt agrave

la

ch

arg

e d

e N

-NH

4 eacute

lim

ineacute

Jours

Autres

N-N2O

N-NH3

N-NO3

338




C 4065 5495

O 3474 3526

Mg 054 036

P 095 050

S 059 030

Ca 1823 738

Fe 430 125

Totals 10000 10000

339


Sceacutenario 1






Sceacutenario 2







340




0

10

20

30

40

50

60

70

Fe Al Inox Cu TiPt

mg

NL

N-NO2 Produit

N-NH4 Produit


341

CHAPITRE 1

1 Synthegravese

11 Introduction























12432 Le pH







132 Hypothegraveses



133 Objectifs















1521 LES 1

1522 LES 2


















CHAPITRE 2


21 Reacutesumeacute

22 Mots cleacutes

23 Introduction












210 Conclusion

211 Remerciements


CHAPITRE 3


31 Abstract

32 Keywords

33 Introduction
















36 Conclusion

37 Aknowledgements


CHAPITRE 4


41 Abstract

42 Keywords

43 Introduction











46 Conclusion

47 Acknowledgements

48 References

CHAPITRE 5


51 Abstract

52 Keywords

53 Introduction




543 Analysis






56 Conclusion

57 Acknowledgements

58 References

CHAPITRE 6


61 Abstract

62 Keywords

63 Introduction



642 EC setup








652 Biofiltration




66 Conclusion

67 Acknowledges

68 References

7 Annexes

ii










iii

AVANT-PROPOS








chapitres






eacutetude







iv


DOI 1072021035717ar











101016jjenvman201606067










v





















vii

REacuteSUMEacute






















viii
























ix























xi

ABSTRACT
















before the BF






xii
























xiii





(125 plusmn












xv


CHAPITRE 1 1

1 SYNTHEgraveSE 3

11 INTRODUCTION 3










133 Objectifs 39












xvi















CHAPITRE 2 113





22 MOTS CLES 116

23 INTRODUCTION 117






xvii








biologiques 171

210 CONCLUSION 177


212 REFERENCES 179

CHAPITRE 3 199



31 ABSTRACT 201

32 KEYWORDS 202

33 INTRODUCTION 202










36 CONCLUSION 230

xviii



CHAPITRE 4 239



41 ABSTRACT 241

42 KEYWORDS 242

43 INTRODUCTION 242











46 CONCLUSION 260


48 REFERENCES 263

CHAPITRE 5 269



PROCESS 271

51 ABSTRACT 271

xix

52 KEYWORDS 271

53 INTRODUCTION 272




543 Analysis 277






56 CONCLUSION 291


58 REFERENCES 293

CHAPITRE 6 301



61 ABSTRACT 303

62 KEYWORDS 304

63 INTRODUCTION 304



642 EC setup 307





xx


66 CONCLUSION 324

67 ACKNOWLEDGES 325

68 REFERENCES 327

7 ANNEXES 335

xxi

LISTE DES TABLEAUX























xxii






3m

2d temperature = 22

C air flowrate = 5

Lmin 324


xxiii

LISTE DES FIGURES


18









nitrates 56









2d



2d temperature = 22

C


xxiv


m3m

2d 216


m3m

2d 217


2d temperature =



















xxv














2 for iron t = 20






279



mV s-1

280


mg N-NO3 L-1


xxvi


mg N-NO3 L-1



L-1









91 mA cm-2






= 8 mAcm2 and t = 20 min 315


= 8 mAcm2 and t = 20 min 316



2d temperature = 22

C air




2d


xxvii







xxix






Eacutequation 1-5

22



Eacutequation 1-8

36

Eacutequation 1-9

36

Eacutequation 1-10

37


)

66


)

67





Eacutequation 2-5

128

xxx



Eacutequation 2-8

135

Eacutequation 2-9

135



Eacutequation 2-12

135








Eacutequation 2-20

145

Eacutequation 2-21 ( ) ( ) ( ) 146

Eacutequation 2-22 ( ) ( ) ( ) 146


xxxi

Eacutequation 3-1

209

Eacutequation 3-2 (

)

(

)

212

Eacutequation 3-3

( ( )) 212

Eacutequation 3-4

218

Eacutequation 3-5

218

Eacutequation 3-6

224



Eacutequation 4-3 ( ) ( ) ( ) 244

Eacutequation 5-1

272

Eacutequation 5-2

272


AF Acides Humiques

AH Acides Fulviques


BF Biofiltration































US Ultrasons

V Volume


1

Partie I

CHAPITRE 1

SYNTHESE

3

1 SYNTHEgraveSE

11 Introduction





















4














5






















6


2002)




















7


Age de la

deacutecharge


(mScm)



2000)


2008)




2000)


2014)




1997)

Mature Japon 81 - 86 - 221 1- 26

001 ndash 012 104 - 332 (Imai et al 1995)



2000)

8











basiciteacute














9





Arsenic 10-2

- 1

Cadmium 10-4

- 04

Chrome 2 10-2

- 15

Cobalt 5 10-3

- 15

Cuivre 5 10-3

- 10

Plomb 10-3

- 5

Mercure 1510-5

- 016

Nickel 15 10-2

- 13

Zinc 310-2

- 103










10







2002)











11





mensuelle

DBO5 mgL 150 65 30 -100

DCO mgL - - 125 - 300

COT - 70

pH - 6 ndash 95 -

N-NH4 mgL 25 10 -


MES mgL 90 35 35 -100

Zn mgL 017 007 -


Composeacutes


-












12


2013)




















13





















conventionnelles



14








et al 2008) etc
















15






















16
























17
























18













19
















2j






20













34 m3m



2h pour une











21
















par rapport au zinc






et Al3+


22


11 et 12)

Eacutequation 1-1

Eacutequation 1-2







Eacutequation 1-5










23







Al(H2O)52+

et Al(H2O)42+



Al(OH)2+ Al2(OH)2

4+ Al(OH)4

- Al6(OH)15

3+ Al7(OH)17




comme Fe(H2O)63+

Fe(H2O)5(OH)2+



4+

(Mollah et al 2004)






biologique






24
















et al 2007)


25


Electrodes Volume

de travail

(L)

pH

Dureacutee de

traitement

(min)

Tension ou

densiteacute

eacutelectrique

DCO NH4 Distance

inter-

eacutelectrode

(cm)


Concentration

initiale (mgL)

Abattement

()

Concentration

initiale (mgL)

Abattement

()

Al Al 05 8 100 12 V 16464 627 - - 65 (Jotin et al

2012)


Fe Fe 1 65 30 298 mAcm2 2566 327 386 248 1 (Li et al 2011)

Al Al 1 65 30 298 mAcm2 2566 21 386 208 1 (Li et al 2011)


2008)


2008)


al 2011)


al 2011)


1997)


1997)


2014)

Fe Fe 015 86 30 5 V 12650 33 - - 23 (Norma et al

2012b)


2011)


Kuleyin 2012)

26























2005)

27

12432 Le pH


















et al 2008)





28
























29



de courant optimums




















30
























31










et Fe2+






33























34




35

132 Hypothegraveses









(Tsai et al 1997)





2-




36




Eacutequation 1-8

Eacutequation 1-9













biologique

37





Eacutequation 1-10




carbonates (CO32-








39

133 Objectifs




















etc)

40






41





















43






















44
























45





















dissoute







des nitrates

46
























47




















49


















et 4egraveme






50


et la 4egraveme











51













52









53
























54






55











56




des nitrates







1 Reacuteacteur

2 Eacutelectrodes





57
















58





1521 LES 1






59









expeacuteriences

1522 LES 2













60




















25 mm)

61


(DBO5)






















62




reg














de N-NH4 et P-PO4





63























64















organique

65


66






















)

67




lrsquoanneacutee






)









ferrousaluminium


fob-turkey

68









69








(Chapitre 3)













2j) En


70
























71
















2+ tant que le pH









72






et Ca2+





















73





















74

























75






















76
























77



















cathodes





78
























79























80


















biologique






81



CO32-
























82












et Fe3+










83












3 pour lrsquoAl












84













85





Temps (min) 30 20 20 20

Tension (V) 26 34 305 475

Volume (m3) 00015 00015 00015 00015









Total ($CADm3) 3031 1841 1382 1576






86












13

42 16

7

22






87




frais connexes

89













avant la BF











90

























91








et AF)
















92






(125 plusmn

















de vie

93




















94




biofiltration








ions Zn2+


et Fe2+










95

















198-199201-210





96













Attribueacute









97





Vol 52 p pp 760-769



4185




2015)




2015)





2015)

98




38(1)11-41


Soil Poll 69(3-4)337-349






Technol 24(2)119-202









99










68











100



Technol 55(10)135-143








24(5)369-378


17(6)699-705









101




5)1651-1654





35(10)2403-2410



29(2)687-694



Water Res 43(3)822-830







102



28(11)2386-2392









27(5)512-519





Technol 32(4)297-336



Eng 35(2)204-212



103






















104



(Accessed 241116))






114(1ndash3)199-210












105






















449

106




2(3)127-139









64(8)1708-1715










107








Spain)



41(19)6755-6761












108









101(20)7754-7760









27(5)483-491



111

Partie II

ARTICLES

113

CHAPITRE 2













1072021035717ar

115





21 Reacutesumeacute




















116



22 Mots cleacutes



117

23 Introduction























118
























119



121






2010a)

















122












123



(mScm)

DCO DBO DBODCO


(mgL) (mgL) (mgL)








2 566 960 037 386 (LI et al 2011)






124

























125



2002)














2002)







126







2002)


Arsenic 10-2

- 1

Cadmium 10-4

- 04

Chrome 2 10-2

-15

Cobalt 5 10-3

-15

Cuivre 5 10-3

- 10

Plomb 10-3

- 5

Mercure 1510-5

- 016

Nickel 15 10-2

- 13

Zinc 310-2

- 103





127
















128







(Eacutequation 23)














Eacutequation 2-5

Eacutequation 2-6

129

Eacutequation 2-7























130

























131
























132






lixiviats

133


Anode Cathode

Volume de

travail

(L)

pH

(initial)

Dureacutee de

traitement

(min)

Conc DCO

initiale

(mgL)

Abattement

DCO

()

Conc N-NH4

initiale

(mgL)

Abattement

N-NH4

()

Intensiteacute ou

densiteacute de

courant



1995)


1995)


1995)

Sn-Pb-Ru (SPR)


1995)

BDD Acier

inox - 835 480 - - 1 934 80 60 mAcm2

(CABEZA et al

2007)

BDD Acier

inox - 835 360 - - 1 934 gt 98 90 mAcm2

(CABEZA et al

2007)



TiPt Acier

inox 6 61 300 60 000 53 1 200 100

33 -54

mAcm2

(VLYSSIDES et al

2003)


2009)

Acier inox Acier


TiRuO2-

IrO2

Acier

inox 02 885 90 560 662 520 984 47 mAcm2

(ZHANG et al

2011)


2011)

TiPt Acier


TiPt Acier inox

02 9 60 2 740 39 - - 15 mAcm2 (ALOUI et al 2009)

135






pour former le




Eacutequation 2-8



Eacutequation 2-9

Eacutequation 2-10

Eacutequation 2-11

Eacutequation 2-12

Eacutequation 2-13

Eacutequation 2-14


(k8= 70 M-1

s-1



7 M

-1s

-1 pour H2O2

136

et k11= 32 108 M

-1s

-1 pour Fe




ndash 10-2

M-1

s-1

) (Walling et






1999)







Eacutequation 2-15







137





du Fe (III)


















138



139



lixiviat

Volume

de travail

(L)

pH de

travail

Dureacutee de

traitement

(min)

Conc DCO

initiale

(mgL)

Abattement

DCO

()

Conc

H2O2

(molL)

Ratio

molaire

H2O2

Fe2+

Intensiteacute ou

densiteacute

eacutelectrique


Pt Feutre de

carbone

Lixiviat

brut 04 3 480 10 200 78 - - 76 mAcm

2

(TRABELSI et

al 2012)

Ti

TiRuO2-

IrO2-SnO2-

TiO2

Lixiviat

brut 08 3 40 2 720 62 017 6 1 A

(ZHANG et al

2012a)

TiRuO2-

IrO2

TiRuO2-

IrO2

Lixiviat

brut 02 3 75 5 000 872 034 12 42 mAcm

2

(ZHANG et al

2006)

Al Al Lixiviat

brut 05 3 43

2 820 ndash 3

150 94 - 1 49 mAcm

2

(MOHAJERI et

al 2010)

Fe Fe Lixiviat

coaguleacute 1 4 30 950 683 0022 -

1136

mAcm2

(LIN et Chang

2000)

Fe Fe Lixiviat

brut 05 3 20 2 350 72 0058 - 3 A

(ATMACA

2009)

Fe Fe Lixiviat

brut 09 34 60 11 000 7421 0147 - 20 mAcm

2

(ORKUN et

KULEYIN

2012)

TiRuO2-

IrO2 Acier inox

Lixiviat

brut 08 3 140

3 424 ndash 3

680 asymp 82 034 12 192 mAcm

2

(ZHANG et al

2012b)

Fe Fe Lixiviat

brut 1 3 20 2 350 70 0058 - 2 A (ALTIN 2008)

140




eacutelectrode















et HCO3-







141



















mAcm2





142























143







145





et Al3+





Eacutequation 2-17



al 2007)





Eacutequation 2-20






146











Al(H2O)52+

et

Al(H2O)42+



Al(OH)2+ Al2(OH)2

4+ Al(OH)4

-

Al6(OH)153+

Al7(OH)174+




Fe(H2O)63+

Fe(H2O)5(OH)2+



4+

(Mollah et al 2004)






147








148


Anode Cathode

Volume

de travail

(L)

pH

Dureacutee de

traitement

(min)

Tension ou

densiteacute

eacutelectrique

Conc DCO

initiale

(mgL)

Abattement

DCO

()

Conc

NH4

initiale

(mg NL)

Abattement

NH4

()

Distance

inter-

eacutelectrode

(cm)


Al Al 05 8 100 12 V 16 464 627 - - 65 (JOTIN et al

2012)

Fe Fe 1 64 ndash

73 90 496 mAcm2 2 566 498 386 386 1 (LI et al 2011)

Fe Fe 1 65 30 298 mAcm2 2 566 327 386 248 1 (LI et al 2011)

Al Al 1 65 30 298 mAcm2 2 566 21 386 208 1 (LI et al 2011)


2008)


2008)

Al Al 05 76 ndash

89 30 50 mAcm2 28 200 ndash 34 200 70 - - 28

(BOUHEZILA et

al 2011)

Fe Fe 05 76 ndash

89 30 50 mAcm2 28 200 ndash 34 200 asymp 68 - - 28

(BOUHEZILA et

al 2011)

Al Cu 2 82 ndash

85 20 25 mAcm2 2 247 39 - - 2 (TSAI et al 1997)

Fe Cu 2 82 ndash

85 20 261 mAcm2 2 107 445 - - 2 (TSAI et al 1997)


2014)

Fe Fe 015 86 30 5 V 12 650 33 - - 23 (NORMA et al

2012b)

Al Al 08 661

- 7 30 159 mAcm2 6 200 45 - - 16 (TOP et al 2011)


KULEYIN 2012)

149
















150

















151
























152
























153






















155
























156


Ilhan et al 2008)

157



Electro-oxydation








indirecte

Electro-Fenton







dans certains cas

Electrocoagulation



physico-chimiques


chimique


aluminium



159

























160





















161


Ordre de


Traitement


Performance




Enlegravev

DCO ()

Enlegravev

NH4 ()

Enlegravev

DCO ()

Enlegravev

NH4 ()


en seacutequence


65 mAcm2 t = 1 h

96 97 85 97 (Quan et al 2013)

BioEO



19 ndash 27 g DCOLj

Anode TiPt I = 40

mAcm2 t = 1 h

61 73 63 80 (Feki et al 2009)

EOBio



DCOm3j


mAcm2 t = 1 h

69 - 91 5 - 155 535 775 (Li et al 2007)


et anaeacuterobie

Anode RuO2Ti I =

50mAcm2 t = 4 h

- - 88 65 (Xiao et al 2013)

BioEO



DCOLj


mAcm2 t = 6 h

66 0 87 100 (Wang et al 2001)




08 - 48 mAcm2 t = 3 h

gt 95 78 30 -70 30 - 100 (Chu et al 2008)




t = 4 h gt 85 - 90 -

(Papastavrou et al

2009)

BioEO



19 ndash 27 g DCOLj

Anode PbO2 I = 40

mAcm2 t = 1 h

61 73 30 58 (Feki et al 2009)

BioEO

Boue activeacutee

Anode BDD I = 50

mAcm2 t = 6 h


2012)


162

























163

























t = 1h et anode en

164







j-1

La














165




Ordre de

traitement

Traitement

biologique



Conc avant

traitement


Performance du


DCO et (COT)

(mgL)

DCO et COT

( enlegravevement)


Aeacuterobie - MBR


mAcm2

t = 6 h pH = 3 FeSO4 = 10 mM

3886 (1347) 82 COT (Wang et al 2012b)







I = 2 A t = 1 h pH = 3 H2O2Fe2+

=

121 2046 71 DCO (Zhang et al 2013)

BioUFNF

EC du

concentrat


ation






= 8 h



et anaeacuterobie


h

UV (20 W 254 nm)

560 91 DCO (Xiao et al 2013)

BioPEC Traitement

biologique


= 25 h

UV (10 W 2537 nm 136 mWcm2)

560 741 DCO (Zhao et al 2010)

BioNFOI

EP du

concentrat


Aeacuterobie - MBR


mAcm2


CH2O2 = 157 mgL

(1650) 87 COT (Li et al 2013)

166





















Fe2+




167























168





du COT










mgL


biologique






169





Eacutequation 2-23



















170




















175 mAcm2


171
























172
























173




























174
























175
























177

210 Conclusion























178

















211 Remerciements





179



















180



33(2)396-400








29(9)2534-2541





3)16-23




181



353



47(3)241-248













44(12)4178-4185

182




Technol 38(1)11-41







759



Res 32(1)125-135






Eng Sci 7(6)627-633

183











Water Res 40(20)3683-3694








31(2)118-124

184



61(3)301-310





31(8)877-882




1(1)53-68







185



199-20082-87







1386







Water Res 17(6)699-705





186






Sci Technol 21(12 pt 5)1651-1654



3)381-389











187



28(11)2386-2392

















188







520














189
















Mater 114(1-3)199-210





190



56(2)204-211



















191


2858


















192





Acta 48(4)431-436












1463




193








2121






159



2991




194





















195











113(20)7588-7593





214




196










Hazard Mater 188(1-3)261-268






199

CHAPITRE 3



LEACHATE




DrsquoENFOUISSEMENT











477-483 DOI 101016jjenvman201606067

201




31 Abstract

















202

32 Keywords



33 Introduction






(Lema et al 1988)













203
























204





















205







3 of



use













2d The

206























207








208
























(Equation 31)

209

Eacutequation 3-1













210



Values Max values n

1

Total COD mgL 765 534 1332 74

BOD5 mgL 70 12 110 11

BODCOD - 009 002 013 11

TSS mgL 30 30 30 1



pH - 821 748 88 69


N-NH4 mgL 342 221 444 72

N-NO3 + N-NO2 mgL 064 064 064 1

P-PO4 mgL 233 024 98 67

Zn mgL 007 004 010 2

Fe mgL 26 19 331 2

Volatile Fatty

Acids (VFA) mgL ND

2 ND

2 ND

2 1


2ND = Not detected











211






from 103rd

day to 177th












to day 177th

) The average





126th




212



Eacutequation 3-2 (

)

(

)



33)

Eacutequation 3-3

( ( ))







213


017 m3m

2d temperature = 22








) high COD




to day 66th


214



to 194th


97th

to 108th

and day 140th

to 163rd






















215








2d


216


load of 0175 m3m

2d

0

200

400

600

800

1000

1200

0 10 20 30 40 50 60 70 80

CO

D (

mg

L)

Time (day)

Reactor pH = 7

Reactor pH = 9

Reactor pH = 11

217


load of 0175 m3m

2d








0

500

1000

1500

2000

2500

0 10 20 30 40 50 60 70 80

Co

lor

(TC

U)

Time (day)

Reactor pH = 7

Reactor pH = 9

Reactor pH = 11

218











5 NTU








35)

Eacutequation 3-4

Eacutequation 3-5

219






2d


7

75

8

85

9

95

10

0 50 100 150 200 250

pH

time (days)

Inlet pH

Outlet pH

220


process




















221













222















223









) and


2 was imposed





224



increase in CO32-



concentration

Eacutequation 3-6







2- when the




2












225


ions with Ca2+

and Mg2+

could






















226

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

0 5 10 15 20 25 30

Co

nce

ntr

atio

n o

f b

icar

bo

nat

e io

ns

(m

gL)

Time (min)

1 gL of NaHCO3

2 gL of NaHCO3

3 gL of NaHCO3

A)

227




0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

0 5 10 15 20 25 30

Co

nce

ntr

atio

n o

f ca

rbo

nat

e io

ns

(m

gL)

Time (min)

1 gL of NaHCO3

2 gL of NaHCO3

3 gL of NaHCO3

B)

228




8

85

9

95

10

105

11

0 5 10 15 20

pH

Time (min)

1 gL of NaHCO3

2 gL of NaHCO3

3 gL of NaHCO3

229




230




steel)

36 Conclusion







100

150

200

250

300

350

400

450

500

550

600

0 5 10 15 20 25 30

CO

D (

mg

L)

Time (min)

1 gL of NaHCO3

2 gL of NaHCO3

3 gL of NaHCO3

231










37 Aknowledgements






233










(APHA))








72(11)1727-1733



Eng J 198-199201-210

234








1274










Technol 26(4)361-372


Water Res 17(6)699-705

235


23(5)447-454








Technol 58(1)31-40











236






220r2019 2009 (Accessed 241116))












3146



237






Technol 27(5)483-491

239

CHAPITRE 4



MATERIALS



TYPE DrsquoANODE













241




41 Abstract









and 10 mA cm-2











242

42 Keywords


43 Introduction
















10000 mg L-1



(COD lt 5000 mg L-1



243

























244
























245


before and after EC









Table 41











246








247

















248


leachate









249













Values Max values a

1

Total COD mg L-1

596 204 1060 95

BOD5 mg L-1

108 00 63 9

BODCOD - 002 00 011 9



604 604 604 1

pH - 87 81 919 100


494 331 637 18

N-NH4 mg L-1

131 00 64 83

P-PO4 mg L-1

007 003 014 14




250






0

50

100

150

200

250

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L-1


(a)

251


COD












0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

Total HA Hyl FA

CO

D (

mg


(b)

252










and Fe2+

) is directly



for aluminum and















253



193 g L-1





0

100

200

300

400

500

600

700

800

0 5 10 15 20 25 30

CO

D (

mg

L-1)

Time (min)

3 mA cm-2

5 mA cm-2

8 mA cm-2

10 mA cm-2

15 mA cm-2

254



stainless steel)








0

100

200

300

400

500

600

0 5 10 15 20 25 30

C

OD

(m

g L-1

)

Time (min)

3 mA cm-2

5 mA cm-2

8 mA cm-2

10 mA cm-2

15 mA cm-2

255











anodes respectively













256

















257





stainless steel

0

50

100

150

200

250

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L-1


after EC- Aluminum

(a)

0

50

100

150

200

250

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L-1

)


After EC-Iron

(b)

258




2 for iron t =


0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

Total HA Hyl FA

CO

D (

mg


after EC- Aluminum

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

Total HA Hyl FA

CO

D (

mg

L-1)


After EC-Iron

(b)

259


















260




46 Conclusion











0

2

4

6

8

10

12

14

Total HA Hyl FA

Ab

s 2

54

nm

(A


after EC- Aluminum

after EC-Iron

261






47 Acknowledgements





263

48 References



(APHA))











983







264









46




17(6)699-705







265



Technol 32(4)297-336










159(2)189-197



Sci 8(2)217-236



409(20)4141-4166



Sci 20(4)492-498

266





41(19)6755-6761














NaClO and


269

CHAPITRE 5

















technology

271




51 Abstract








low (lt 02 mg N L-1





and Fe (105 137 210 and 235 mg N L-1




cm-2





52 Keywords


272

53 Introduction


















Eacutequation 5-1

Eacutequation 5-2



273

























274



also evaluated





















275




















mg N L-1


276



Parameters Units

values

Before

Bio-filtration

After


Total COD mg L-1

765 650

BOD5 mg L-1

70 lt 4

BODCOD - 009 lt 001



798 604

pH - 821 86


2750 590

NH4 mg N L-1

342 lt 02

NO3 mg N L-1

lt 064 260

NO2 mg N L-1

lt 064 lt 007

277

543 Analysis





















278


the same potential





















279






280



scan rate 50 mV s-1












mg N-NH4 L-1


This

281

























282


al 2000)


of 300 mg N-NO3 L-1


0

10

20

30

40

50

60

Fe Al SS Cu TiPt

mg

N L

-1

Ammonia

Nitrite

283


of 300 mg N-NO3 L-1













for NO2) The



0

10

20

30

40

50

60

Fe Al SS Cu TiPt

mg

N L

-1

Ammonia

Nitrite

284



)

Al ([NH4] = 137 mg L-1

) SS ([NH4] = 212 mg L-1

) and Fe ([NH4] = 238 mg L-1

) As discussed



values (10 mg L-1













compounds








285








- and I













HCO3- L





formation

286


N-NO3 L-1












0

5

10

15

20

25

Fe Al SS Cu TiPt

mg

N L

-1

Ammonia

Nitrite

287



(Figure 58)














)



and 23 mg L-1








288

















-2

289



I = 1 A


0

5

10

15

20

25

110 825 55 275

mg

N-N

H4 L

-1


(A)

10

20

30

40

50

60

70

80

90

110 825 55 275

CO

D r

em

ova

l (

)


(B)

290



cathodic



0

5

10

15

20

25

110 825 55 275

mg

N-N

H4 L

-1


(A)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

110 825 55 275

CO

D r

em

ova

l (

)


(B)

291

56 Conclusion












57 Acknowledgements




(IT03162)

293

58 References



Toxicol 70(5)1006-1012




55(24)7341-7345



(APHA))










294












Technol 61(12)3221-3227



155(6)F117-F123





Treat 49(1-3)147-156



295



171(1)724-730



(Accessed 241116))















80

296




















297



Chem 19(12)2918-2922





66(1)40-50



347(1-2)409-415




Water Res 18(11)1355-1360






298



J Catal 232(2)424-431



301

CHAPITRE 6














Management

303



BIOFILTRATION

61 Abstract
















304

62 Keywords


63 Introduction















Ehrig 1989)





305










or Fe2+
















306





















307


standards


leachate

Queacutebec

regulation n

1


BOD5 mgL 460 65 1

BODCOD - 029 - 1


pH - 783 6 ndash 95 4



N-NH4 mgL 610 10 4

P-t mgL 489 - 4

Zn mgL 146 007 4

Fe mgL 2474 - 4


642 EC setup












308









309













d-1














310

























311













312




8 mA cm-2







and 028 g of Al L-1






313












850

950

1050

1150

1250

1350

1450

1550

0 5 10 15 20 25 30

CO

D (

mg

L)

Time (min)

3mAcm2

5 mAcm2

8 mAcm2

10 mAcm2

15 mAcm2

314
























315









0

50

100

150

200

250

300

350

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L)


316















0

200

400

600

800

1000

1200

Total HA Hyl FA

CO

D (

mg

L) Raw leachate

after EC

317







2014)




COD mgL 1619 1018 37

TOC mgL 317 269 15

N-NH4 mgL 610 595 2

Color TCU 1620 644 60



pH - 783 842 -



Zinc mgL 146 007 95

Iron mgL 247 122 95

652 Biofiltration




318
















319



2d temperature =


0

200

400

600

800

1000

1200

1400

0 20 40 60 80 100 120

CO

D (

mg

L)

Time (day)

COD inlet

COD outlet

320



m3m

2d temperature = 22






in order to


d-1




L-1


)




0

50

100

150

200

250

300

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L)

Before BF

After BF

321























322


chelating capacity












0

100

200

300

400

500

600

700

800

0 20 40 60 80 100 120

mg

Nl

Time (day)

NH4 Inlet

NH4 Oulet

NO3 Outlet

323





















or Fe3+


Al3+

and Fe3+




was


or Fe3+



324


removed than Zn



3m

2d temperature = 22

C air flowrate =

5 Lmin


COD mgL 1018 595 42


TOC mgL 269 165 37

N-NH4 mgL 595 184 gt99


Color TCU 644 851 +32



pH - 842 826 -



Zinc mgL 007 044 +528

Iron mgL 122 087 29

66 Conclusion







325













67 Acknowledges




(IT03162)

327

68 References





















328








York 1989 p 29-49 9 fig 3 tab 34 ref












17 699-705

329











Acta 44 1701-1708












330







Int 22 433-442




241116)











331






















332



6761






120






Manage 184 318-326



335

7 ANNEXES

337



0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

142 159 162 172 179

p

ar

rap

po

rt agrave

la

ch

arg

e d

e N

-NH

4 eacute

lim

ineacute

Jours

Autres

N-N2O

N-NH3

N-NO3

338




C 4065 5495

O 3474 3526

Mg 054 036

P 095 050

S 059 030

Ca 1823 738

Fe 430 125

Totals 10000 10000

339


Sceacutenario 1






Sceacutenario 2







340




0

10

20

30

40

50

60

70

Fe Al Inox Cu TiPt

mg

NL

N-NO2 Produit

N-NH4 Produit


341

CHAPITRE 1

1 Synthegravese

11 Introduction























12432 Le pH







132 Hypothegraveses



133 Objectifs















1521 LES 1

1522 LES 2


















CHAPITRE 2


21 Reacutesumeacute

22 Mots cleacutes

23 Introduction












210 Conclusion

211 Remerciements


CHAPITRE 3


31 Abstract

32 Keywords

33 Introduction
















36 Conclusion

37 Aknowledgements


CHAPITRE 4


41 Abstract

42 Keywords

43 Introduction











46 Conclusion

47 Acknowledgements

48 References

CHAPITRE 5


51 Abstract

52 Keywords

53 Introduction




543 Analysis






56 Conclusion

57 Acknowledgements

58 References

CHAPITRE 6


61 Abstract

62 Keywords

63 Introduction



642 EC setup








652 Biofiltration




66 Conclusion

67 Acknowledges

68 References

7 Annexes

iii

AVANT-PROPOS








chapitres






eacutetude







iv


DOI 1072021035717ar











101016jjenvman201606067










v





















vii

REacuteSUMEacute






















viii
























ix























xi

ABSTRACT
















before the BF






xii
























xiii





(125 plusmn












xv


CHAPITRE 1 1

1 SYNTHEgraveSE 3

11 INTRODUCTION 3










133 Objectifs 39












xvi















CHAPITRE 2 113





22 MOTS CLES 116

23 INTRODUCTION 117






xvii








biologiques 171

210 CONCLUSION 177


212 REFERENCES 179

CHAPITRE 3 199



31 ABSTRACT 201

32 KEYWORDS 202

33 INTRODUCTION 202










36 CONCLUSION 230

xviii



CHAPITRE 4 239



41 ABSTRACT 241

42 KEYWORDS 242

43 INTRODUCTION 242











46 CONCLUSION 260


48 REFERENCES 263

CHAPITRE 5 269



PROCESS 271

51 ABSTRACT 271

xix

52 KEYWORDS 271

53 INTRODUCTION 272




543 Analysis 277






56 CONCLUSION 291


58 REFERENCES 293

CHAPITRE 6 301



61 ABSTRACT 303

62 KEYWORDS 304

63 INTRODUCTION 304



642 EC setup 307





xx


66 CONCLUSION 324

67 ACKNOWLEDGES 325

68 REFERENCES 327

7 ANNEXES 335

xxi

LISTE DES TABLEAUX























xxii






3m

2d temperature = 22

C air flowrate = 5

Lmin 324


xxiii

LISTE DES FIGURES


18









nitrates 56









2d



2d temperature = 22

C


xxiv


m3m

2d 216


m3m

2d 217


2d temperature =



















xxv














2 for iron t = 20






279



mV s-1

280


mg N-NO3 L-1


xxvi


mg N-NO3 L-1



L-1









91 mA cm-2






= 8 mAcm2 and t = 20 min 315


= 8 mAcm2 and t = 20 min 316



2d temperature = 22

C air




2d


xxvii







xxix






Eacutequation 1-5

22



Eacutequation 1-8

36

Eacutequation 1-9

36

Eacutequation 1-10

37


)

66


)

67





Eacutequation 2-5

128

xxx



Eacutequation 2-8

135

Eacutequation 2-9

135



Eacutequation 2-12

135








Eacutequation 2-20

145

Eacutequation 2-21 ( ) ( ) ( ) 146

Eacutequation 2-22 ( ) ( ) ( ) 146


xxxi

Eacutequation 3-1

209

Eacutequation 3-2 (

)

(

)

212

Eacutequation 3-3

( ( )) 212

Eacutequation 3-4

218

Eacutequation 3-5

218

Eacutequation 3-6

224



Eacutequation 4-3 ( ) ( ) ( ) 244

Eacutequation 5-1

272

Eacutequation 5-2

272


AF Acides Humiques

AH Acides Fulviques


BF Biofiltration































US Ultrasons

V Volume


1

Partie I

CHAPITRE 1

SYNTHESE

3

1 SYNTHEgraveSE

11 Introduction





















4














5






















6


2002)




















7


Age de la

deacutecharge


(mScm)



2000)


2008)




2000)


2014)




1997)

Mature Japon 81 - 86 - 221 1- 26

001 ndash 012 104 - 332 (Imai et al 1995)



2000)

8











basiciteacute














9





Arsenic 10-2

- 1

Cadmium 10-4

- 04

Chrome 2 10-2

- 15

Cobalt 5 10-3

- 15

Cuivre 5 10-3

- 10

Plomb 10-3

- 5

Mercure 1510-5

- 016

Nickel 15 10-2

- 13

Zinc 310-2

- 103










10







2002)











11





mensuelle

DBO5 mgL 150 65 30 -100

DCO mgL - - 125 - 300

COT - 70

pH - 6 ndash 95 -

N-NH4 mgL 25 10 -


MES mgL 90 35 35 -100

Zn mgL 017 007 -


Composeacutes


-












12


2013)




















13





















conventionnelles



14








et al 2008) etc
















15






















16
























17
























18













19
















2j






20













34 m3m



2h pour une











21
















par rapport au zinc






et Al3+


22


11 et 12)

Eacutequation 1-1

Eacutequation 1-2







Eacutequation 1-5










23







Al(H2O)52+

et Al(H2O)42+



Al(OH)2+ Al2(OH)2

4+ Al(OH)4

- Al6(OH)15

3+ Al7(OH)17




comme Fe(H2O)63+

Fe(H2O)5(OH)2+



4+

(Mollah et al 2004)






biologique






24
















et al 2007)


25


Electrodes Volume

de travail

(L)

pH

Dureacutee de

traitement

(min)

Tension ou

densiteacute

eacutelectrique

DCO NH4 Distance

inter-

eacutelectrode

(cm)


Concentration

initiale (mgL)

Abattement

()

Concentration

initiale (mgL)

Abattement

()

Al Al 05 8 100 12 V 16464 627 - - 65 (Jotin et al

2012)


Fe Fe 1 65 30 298 mAcm2 2566 327 386 248 1 (Li et al 2011)

Al Al 1 65 30 298 mAcm2 2566 21 386 208 1 (Li et al 2011)


2008)


2008)


al 2011)


al 2011)


1997)


1997)


2014)

Fe Fe 015 86 30 5 V 12650 33 - - 23 (Norma et al

2012b)


2011)


Kuleyin 2012)

26























2005)

27

12432 Le pH


















et al 2008)





28
























29



de courant optimums




















30
























31










et Fe2+






33























34




35

132 Hypothegraveses









(Tsai et al 1997)





2-




36




Eacutequation 1-8

Eacutequation 1-9













biologique

37





Eacutequation 1-10




carbonates (CO32-








39

133 Objectifs




















etc)

40






41





















43






















44
























45





















dissoute







des nitrates

46
























47




















49


















et 4egraveme






50


et la 4egraveme











51













52









53
























54






55











56




des nitrates







1 Reacuteacteur

2 Eacutelectrodes





57
















58





1521 LES 1






59









expeacuteriences

1522 LES 2













60




















25 mm)

61


(DBO5)






















62




reg














de N-NH4 et P-PO4





63























64















organique

65


66






















)

67




lrsquoanneacutee






)









ferrousaluminium


fob-turkey

68









69








(Chapitre 3)













2j) En


70
























71
















2+ tant que le pH









72






et Ca2+





















73





















74

























75






















76
























77



















cathodes





78
























79























80


















biologique






81



CO32-
























82












et Fe3+










83












3 pour lrsquoAl












84













85





Temps (min) 30 20 20 20

Tension (V) 26 34 305 475

Volume (m3) 00015 00015 00015 00015









Total ($CADm3) 3031 1841 1382 1576






86












13

42 16

7

22






87




frais connexes

89













avant la BF











90

























91








et AF)
















92






(125 plusmn

















de vie

93




















94




biofiltration








ions Zn2+


et Fe2+










95

















198-199201-210





96













Attribueacute









97





Vol 52 p pp 760-769



4185




2015)




2015)





2015)

98




38(1)11-41


Soil Poll 69(3-4)337-349






Technol 24(2)119-202









99










68











100



Technol 55(10)135-143








24(5)369-378


17(6)699-705









101




5)1651-1654





35(10)2403-2410



29(2)687-694



Water Res 43(3)822-830







102



28(11)2386-2392









27(5)512-519





Technol 32(4)297-336



Eng 35(2)204-212



103






















104



(Accessed 241116))






114(1ndash3)199-210












105






















449

106




2(3)127-139









64(8)1708-1715










107








Spain)



41(19)6755-6761












108









101(20)7754-7760









27(5)483-491



111

Partie II

ARTICLES

113

CHAPITRE 2













1072021035717ar

115





21 Reacutesumeacute




















116



22 Mots cleacutes



117

23 Introduction























118
























119



121






2010a)

















122












123



(mScm)

DCO DBO DBODCO


(mgL) (mgL) (mgL)








2 566 960 037 386 (LI et al 2011)






124

























125



2002)














2002)







126







2002)


Arsenic 10-2

- 1

Cadmium 10-4

- 04

Chrome 2 10-2

-15

Cobalt 5 10-3

-15

Cuivre 5 10-3

- 10

Plomb 10-3

- 5

Mercure 1510-5

- 016

Nickel 15 10-2

- 13

Zinc 310-2

- 103





127
















128







(Eacutequation 23)














Eacutequation 2-5

Eacutequation 2-6

129

Eacutequation 2-7























130

























131
























132






lixiviats

133


Anode Cathode

Volume de

travail

(L)

pH

(initial)

Dureacutee de

traitement

(min)

Conc DCO

initiale

(mgL)

Abattement

DCO

()

Conc N-NH4

initiale

(mgL)

Abattement

N-NH4

()

Intensiteacute ou

densiteacute de

courant



1995)


1995)


1995)

Sn-Pb-Ru (SPR)


1995)

BDD Acier

inox - 835 480 - - 1 934 80 60 mAcm2

(CABEZA et al

2007)

BDD Acier

inox - 835 360 - - 1 934 gt 98 90 mAcm2

(CABEZA et al

2007)



TiPt Acier

inox 6 61 300 60 000 53 1 200 100

33 -54

mAcm2

(VLYSSIDES et al

2003)


2009)

Acier inox Acier


TiRuO2-

IrO2

Acier

inox 02 885 90 560 662 520 984 47 mAcm2

(ZHANG et al

2011)


2011)

TiPt Acier


TiPt Acier inox

02 9 60 2 740 39 - - 15 mAcm2 (ALOUI et al 2009)

135






pour former le




Eacutequation 2-8



Eacutequation 2-9

Eacutequation 2-10

Eacutequation 2-11

Eacutequation 2-12

Eacutequation 2-13

Eacutequation 2-14


(k8= 70 M-1

s-1



7 M

-1s

-1 pour H2O2

136

et k11= 32 108 M

-1s

-1 pour Fe




ndash 10-2

M-1

s-1

) (Walling et






1999)







Eacutequation 2-15







137





du Fe (III)


















138



139



lixiviat

Volume

de travail

(L)

pH de

travail

Dureacutee de

traitement

(min)

Conc DCO

initiale

(mgL)

Abattement

DCO

()

Conc

H2O2

(molL)

Ratio

molaire

H2O2

Fe2+

Intensiteacute ou

densiteacute

eacutelectrique


Pt Feutre de

carbone

Lixiviat

brut 04 3 480 10 200 78 - - 76 mAcm

2

(TRABELSI et

al 2012)

Ti

TiRuO2-

IrO2-SnO2-

TiO2

Lixiviat

brut 08 3 40 2 720 62 017 6 1 A

(ZHANG et al

2012a)

TiRuO2-

IrO2

TiRuO2-

IrO2

Lixiviat

brut 02 3 75 5 000 872 034 12 42 mAcm

2

(ZHANG et al

2006)

Al Al Lixiviat

brut 05 3 43

2 820 ndash 3

150 94 - 1 49 mAcm

2

(MOHAJERI et

al 2010)

Fe Fe Lixiviat

coaguleacute 1 4 30 950 683 0022 -

1136

mAcm2

(LIN et Chang

2000)

Fe Fe Lixiviat

brut 05 3 20 2 350 72 0058 - 3 A

(ATMACA

2009)

Fe Fe Lixiviat

brut 09 34 60 11 000 7421 0147 - 20 mAcm

2

(ORKUN et

KULEYIN

2012)

TiRuO2-

IrO2 Acier inox

Lixiviat

brut 08 3 140

3 424 ndash 3

680 asymp 82 034 12 192 mAcm

2

(ZHANG et al

2012b)

Fe Fe Lixiviat

brut 1 3 20 2 350 70 0058 - 2 A (ALTIN 2008)

140




eacutelectrode















et HCO3-







141



















mAcm2





142























143







145





et Al3+





Eacutequation 2-17



al 2007)





Eacutequation 2-20






146











Al(H2O)52+

et

Al(H2O)42+



Al(OH)2+ Al2(OH)2

4+ Al(OH)4

-

Al6(OH)153+

Al7(OH)174+




Fe(H2O)63+

Fe(H2O)5(OH)2+



4+

(Mollah et al 2004)






147








148


Anode Cathode

Volume

de travail

(L)

pH

Dureacutee de

traitement

(min)

Tension ou

densiteacute

eacutelectrique

Conc DCO

initiale

(mgL)

Abattement

DCO

()

Conc

NH4

initiale

(mg NL)

Abattement

NH4

()

Distance

inter-

eacutelectrode

(cm)


Al Al 05 8 100 12 V 16 464 627 - - 65 (JOTIN et al

2012)

Fe Fe 1 64 ndash

73 90 496 mAcm2 2 566 498 386 386 1 (LI et al 2011)

Fe Fe 1 65 30 298 mAcm2 2 566 327 386 248 1 (LI et al 2011)

Al Al 1 65 30 298 mAcm2 2 566 21 386 208 1 (LI et al 2011)


2008)


2008)

Al Al 05 76 ndash

89 30 50 mAcm2 28 200 ndash 34 200 70 - - 28

(BOUHEZILA et

al 2011)

Fe Fe 05 76 ndash

89 30 50 mAcm2 28 200 ndash 34 200 asymp 68 - - 28

(BOUHEZILA et

al 2011)

Al Cu 2 82 ndash

85 20 25 mAcm2 2 247 39 - - 2 (TSAI et al 1997)

Fe Cu 2 82 ndash

85 20 261 mAcm2 2 107 445 - - 2 (TSAI et al 1997)


2014)

Fe Fe 015 86 30 5 V 12 650 33 - - 23 (NORMA et al

2012b)

Al Al 08 661

- 7 30 159 mAcm2 6 200 45 - - 16 (TOP et al 2011)


KULEYIN 2012)

149
















150

















151
























152
























153






















155
























156


Ilhan et al 2008)

157



Electro-oxydation








indirecte

Electro-Fenton







dans certains cas

Electrocoagulation



physico-chimiques


chimique


aluminium



159

























160





















161


Ordre de


Traitement


Performance




Enlegravev

DCO ()

Enlegravev

NH4 ()

Enlegravev

DCO ()

Enlegravev

NH4 ()


en seacutequence


65 mAcm2 t = 1 h

96 97 85 97 (Quan et al 2013)

BioEO



19 ndash 27 g DCOLj

Anode TiPt I = 40

mAcm2 t = 1 h

61 73 63 80 (Feki et al 2009)

EOBio



DCOm3j


mAcm2 t = 1 h

69 - 91 5 - 155 535 775 (Li et al 2007)


et anaeacuterobie

Anode RuO2Ti I =

50mAcm2 t = 4 h

- - 88 65 (Xiao et al 2013)

BioEO



DCOLj


mAcm2 t = 6 h

66 0 87 100 (Wang et al 2001)




08 - 48 mAcm2 t = 3 h

gt 95 78 30 -70 30 - 100 (Chu et al 2008)




t = 4 h gt 85 - 90 -

(Papastavrou et al

2009)

BioEO



19 ndash 27 g DCOLj

Anode PbO2 I = 40

mAcm2 t = 1 h

61 73 30 58 (Feki et al 2009)

BioEO

Boue activeacutee

Anode BDD I = 50

mAcm2 t = 6 h


2012)


162

























163

























t = 1h et anode en

164







j-1

La














165




Ordre de

traitement

Traitement

biologique



Conc avant

traitement


Performance du


DCO et (COT)

(mgL)

DCO et COT

( enlegravevement)


Aeacuterobie - MBR


mAcm2

t = 6 h pH = 3 FeSO4 = 10 mM

3886 (1347) 82 COT (Wang et al 2012b)







I = 2 A t = 1 h pH = 3 H2O2Fe2+

=

121 2046 71 DCO (Zhang et al 2013)

BioUFNF

EC du

concentrat


ation






= 8 h



et anaeacuterobie


h

UV (20 W 254 nm)

560 91 DCO (Xiao et al 2013)

BioPEC Traitement

biologique


= 25 h

UV (10 W 2537 nm 136 mWcm2)

560 741 DCO (Zhao et al 2010)

BioNFOI

EP du

concentrat


Aeacuterobie - MBR


mAcm2


CH2O2 = 157 mgL

(1650) 87 COT (Li et al 2013)

166





















Fe2+




167























168





du COT










mgL


biologique






169





Eacutequation 2-23



















170




















175 mAcm2


171
























172
























173




























174
























175
























177

210 Conclusion























178

















211 Remerciements





179



















180



33(2)396-400








29(9)2534-2541





3)16-23




181



353



47(3)241-248













44(12)4178-4185

182




Technol 38(1)11-41







759



Res 32(1)125-135






Eng Sci 7(6)627-633

183











Water Res 40(20)3683-3694








31(2)118-124

184



61(3)301-310





31(8)877-882




1(1)53-68







185



199-20082-87







1386







Water Res 17(6)699-705





186






Sci Technol 21(12 pt 5)1651-1654



3)381-389











187



28(11)2386-2392

















188







520














189
















Mater 114(1-3)199-210





190



56(2)204-211



















191


2858


















192





Acta 48(4)431-436












1463




193








2121






159



2991




194





















195











113(20)7588-7593





214




196










Hazard Mater 188(1-3)261-268






199

CHAPITRE 3



LEACHATE




DrsquoENFOUISSEMENT











477-483 DOI 101016jjenvman201606067

201




31 Abstract

















202

32 Keywords



33 Introduction






(Lema et al 1988)













203
























204





















205







3 of



use













2d The

206























207








208
























(Equation 31)

209

Eacutequation 3-1













210



Values Max values n

1

Total COD mgL 765 534 1332 74

BOD5 mgL 70 12 110 11

BODCOD - 009 002 013 11

TSS mgL 30 30 30 1



pH - 821 748 88 69


N-NH4 mgL 342 221 444 72

N-NO3 + N-NO2 mgL 064 064 064 1

P-PO4 mgL 233 024 98 67

Zn mgL 007 004 010 2

Fe mgL 26 19 331 2

Volatile Fatty

Acids (VFA) mgL ND

2 ND

2 ND

2 1


2ND = Not detected











211






from 103rd

day to 177th












to day 177th

) The average





126th




212



Eacutequation 3-2 (

)

(

)



33)

Eacutequation 3-3

( ( ))







213


017 m3m

2d temperature = 22








) high COD




to day 66th


214



to 194th


97th

to 108th

and day 140th

to 163rd






















215








2d


216


load of 0175 m3m

2d

0

200

400

600

800

1000

1200

0 10 20 30 40 50 60 70 80

CO

D (

mg

L)

Time (day)

Reactor pH = 7

Reactor pH = 9

Reactor pH = 11

217


load of 0175 m3m

2d








0

500

1000

1500

2000

2500

0 10 20 30 40 50 60 70 80

Co

lor

(TC

U)

Time (day)

Reactor pH = 7

Reactor pH = 9

Reactor pH = 11

218











5 NTU








35)

Eacutequation 3-4

Eacutequation 3-5

219






2d


7

75

8

85

9

95

10

0 50 100 150 200 250

pH

time (days)

Inlet pH

Outlet pH

220


process




















221













222















223









) and


2 was imposed





224



increase in CO32-



concentration

Eacutequation 3-6







2- when the




2












225


ions with Ca2+

and Mg2+

could






















226

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

0 5 10 15 20 25 30

Co

nce

ntr

atio

n o

f b

icar

bo

nat

e io

ns

(m

gL)

Time (min)

1 gL of NaHCO3

2 gL of NaHCO3

3 gL of NaHCO3

A)

227




0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

0 5 10 15 20 25 30

Co

nce

ntr

atio

n o

f ca

rbo

nat

e io

ns

(m

gL)

Time (min)

1 gL of NaHCO3

2 gL of NaHCO3

3 gL of NaHCO3

B)

228




8

85

9

95

10

105

11

0 5 10 15 20

pH

Time (min)

1 gL of NaHCO3

2 gL of NaHCO3

3 gL of NaHCO3

229




230




steel)

36 Conclusion







100

150

200

250

300

350

400

450

500

550

600

0 5 10 15 20 25 30

CO

D (

mg

L)

Time (min)

1 gL of NaHCO3

2 gL of NaHCO3

3 gL of NaHCO3

231










37 Aknowledgements






233










(APHA))








72(11)1727-1733



Eng J 198-199201-210

234








1274










Technol 26(4)361-372


Water Res 17(6)699-705

235


23(5)447-454








Technol 58(1)31-40











236






220r2019 2009 (Accessed 241116))












3146



237






Technol 27(5)483-491

239

CHAPITRE 4



MATERIALS



TYPE DrsquoANODE













241




41 Abstract









and 10 mA cm-2











242

42 Keywords


43 Introduction
















10000 mg L-1



(COD lt 5000 mg L-1



243

























244
























245


before and after EC









Table 41











246








247

















248


leachate









249













Values Max values a

1

Total COD mg L-1

596 204 1060 95

BOD5 mg L-1

108 00 63 9

BODCOD - 002 00 011 9



604 604 604 1

pH - 87 81 919 100


494 331 637 18

N-NH4 mg L-1

131 00 64 83

P-PO4 mg L-1

007 003 014 14




250






0

50

100

150

200

250

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L-1


(a)

251


COD












0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

Total HA Hyl FA

CO

D (

mg


(b)

252










and Fe2+

) is directly



for aluminum and















253



193 g L-1





0

100

200

300

400

500

600

700

800

0 5 10 15 20 25 30

CO

D (

mg

L-1)

Time (min)

3 mA cm-2

5 mA cm-2

8 mA cm-2

10 mA cm-2

15 mA cm-2

254



stainless steel)








0

100

200

300

400

500

600

0 5 10 15 20 25 30

C

OD

(m

g L-1

)

Time (min)

3 mA cm-2

5 mA cm-2

8 mA cm-2

10 mA cm-2

15 mA cm-2

255











anodes respectively













256

















257





stainless steel

0

50

100

150

200

250

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L-1


after EC- Aluminum

(a)

0

50

100

150

200

250

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L-1

)


After EC-Iron

(b)

258




2 for iron t =


0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

Total HA Hyl FA

CO

D (

mg


after EC- Aluminum

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

Total HA Hyl FA

CO

D (

mg

L-1)


After EC-Iron

(b)

259


















260




46 Conclusion











0

2

4

6

8

10

12

14

Total HA Hyl FA

Ab

s 2

54

nm

(A


after EC- Aluminum

after EC-Iron

261






47 Acknowledgements





263

48 References



(APHA))











983







264









46




17(6)699-705







265



Technol 32(4)297-336










159(2)189-197



Sci 8(2)217-236



409(20)4141-4166



Sci 20(4)492-498

266





41(19)6755-6761














NaClO and


269

CHAPITRE 5

















technology

271




51 Abstract








low (lt 02 mg N L-1





and Fe (105 137 210 and 235 mg N L-1




cm-2





52 Keywords


272

53 Introduction


















Eacutequation 5-1

Eacutequation 5-2



273

























274



also evaluated





















275




















mg N L-1


276



Parameters Units

values

Before

Bio-filtration

After


Total COD mg L-1

765 650

BOD5 mg L-1

70 lt 4

BODCOD - 009 lt 001



798 604

pH - 821 86


2750 590

NH4 mg N L-1

342 lt 02

NO3 mg N L-1

lt 064 260

NO2 mg N L-1

lt 064 lt 007

277

543 Analysis





















278


the same potential





















279






280



scan rate 50 mV s-1












mg N-NH4 L-1


This

281

























282


al 2000)


of 300 mg N-NO3 L-1


0

10

20

30

40

50

60

Fe Al SS Cu TiPt

mg

N L

-1

Ammonia

Nitrite

283


of 300 mg N-NO3 L-1













for NO2) The



0

10

20

30

40

50

60

Fe Al SS Cu TiPt

mg

N L

-1

Ammonia

Nitrite

284



)

Al ([NH4] = 137 mg L-1

) SS ([NH4] = 212 mg L-1

) and Fe ([NH4] = 238 mg L-1

) As discussed



values (10 mg L-1













compounds








285








- and I













HCO3- L





formation

286


N-NO3 L-1












0

5

10

15

20

25

Fe Al SS Cu TiPt

mg

N L

-1

Ammonia

Nitrite

287



(Figure 58)














)



and 23 mg L-1








288

















-2

289



I = 1 A


0

5

10

15

20

25

110 825 55 275

mg

N-N

H4 L

-1


(A)

10

20

30

40

50

60

70

80

90

110 825 55 275

CO

D r

em

ova

l (

)


(B)

290



cathodic



0

5

10

15

20

25

110 825 55 275

mg

N-N

H4 L

-1


(A)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

110 825 55 275

CO

D r

em

ova

l (

)


(B)

291

56 Conclusion












57 Acknowledgements




(IT03162)

293

58 References



Toxicol 70(5)1006-1012




55(24)7341-7345



(APHA))










294












Technol 61(12)3221-3227



155(6)F117-F123





Treat 49(1-3)147-156



295



171(1)724-730



(Accessed 241116))















80

296




















297



Chem 19(12)2918-2922





66(1)40-50



347(1-2)409-415




Water Res 18(11)1355-1360






298



J Catal 232(2)424-431



301

CHAPITRE 6














Management

303



BIOFILTRATION

61 Abstract
















304

62 Keywords


63 Introduction















Ehrig 1989)





305










or Fe2+
















306





















307


standards


leachate

Queacutebec

regulation n

1


BOD5 mgL 460 65 1

BODCOD - 029 - 1


pH - 783 6 ndash 95 4



N-NH4 mgL 610 10 4

P-t mgL 489 - 4

Zn mgL 146 007 4

Fe mgL 2474 - 4


642 EC setup












308









309













d-1














310

























311













312




8 mA cm-2







and 028 g of Al L-1






313












850

950

1050

1150

1250

1350

1450

1550

0 5 10 15 20 25 30

CO

D (

mg

L)

Time (min)

3mAcm2

5 mAcm2

8 mAcm2

10 mAcm2

15 mAcm2

314
























315









0

50

100

150

200

250

300

350

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L)


316















0

200

400

600

800

1000

1200

Total HA Hyl FA

CO

D (

mg

L) Raw leachate

after EC

317







2014)




COD mgL 1619 1018 37

TOC mgL 317 269 15

N-NH4 mgL 610 595 2

Color TCU 1620 644 60



pH - 783 842 -



Zinc mgL 146 007 95

Iron mgL 247 122 95

652 Biofiltration




318
















319



2d temperature =


0

200

400

600

800

1000

1200

1400

0 20 40 60 80 100 120

CO

D (

mg

L)

Time (day)

COD inlet

COD outlet

320



m3m

2d temperature = 22






in order to


d-1




L-1


)




0

50

100

150

200

250

300

Total HA Hyl FA

TOC

(m

g C

L)

Before BF

After BF

321























322


chelating capacity












0

100

200

300

400

500

600

700

800

0 20 40 60 80 100 120

mg

Nl

Time (day)

NH4 Inlet

NH4 Oulet

NO3 Outlet

323





















or Fe3+


Al3+

and Fe3+




was


or Fe3+



324


removed than Zn



3m

2d temperature = 22

C air flowrate =

5 Lmin


COD mgL 1018 595 42


TOC mgL 269 165 37

N-NH4 mgL 595 184 gt99


Color TCU 644 851 +32



pH - 842 826 -



Zinc mgL 007 044 +528

Iron mgL 122 087 29

66 Conclusion







325













67 Acknowledges




(IT03162)

327

68 References





















328








York 1989 p 29-49 9 fig 3 tab 34 ref












17 699-705

329











Acta 44 1701-1708












330







Int 22 433-442




241116)











331






















332



6761






120






Manage 184 318-326



335

7 ANNEXES

337



0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

142 159 162 172 179

p

ar

rap

po

rt agrave

la

ch

arg

e d

e N

-NH

4 eacute

lim

ineacute

Jours

Autres

N-N2O

N-NH3

N-NO3

338




C 4065 5495

O 3474 3526

Mg 054 036

P 095 050

S 059 030

Ca 1823 738

Fe 430 125

Totals 10000 10000

339


Sceacutenario 1






Sceacutenario 2







340




0

10

20

30

40

50

60

70

Fe Al Inox Cu TiPt

mg

NL

N-NO2 Produit

N-NH4 Produit


341

CHAPITRE 1

1 Synthegravese

11 Introduction























12432 Le pH







132 Hypothegraveses



133 Objectifs















1521 LES 1

1522 LES 2


















CHAPITRE 2


21 Reacutesumeacute

22 Mots cleacutes

23 Introduction












210 Conclusion

211 Remerciements


CHAPITRE 3


31 Abstract

32 Keywords

33 Introduction
















36 Conclusion

37 Aknowledgements


CHAPITRE 4


41 Abstract

42 Keywords

43 Introduction











46 Conclusion

47 Acknowledgements

48 References

CHAPITRE 5


51 Abstract

52 Keywords

53 Introduction




543 Analysis






56 Conclusion

57 Acknowledgements

58 References

CHAPITRE 6


61 Abstract

62 Keywords

63 Introduction



642 EC setup








652 Biofiltration




66 Conclusion

67 Acknowledges

68 References

7 Annexes

combinaison des procÉdÉs de biofiltration et d ...espace.inrs.ca/6510/1/t00778.pdfde l’ec sur le...

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