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SECRÉTARIAT D'ETAT CHARGÉ DE L'ENVIRONNEMENT ET DE LA PRÉVENTION DES RISQUES TECHNOLOGIQUES ET NATURELS MAJEURS

DIRECTION DE L'EAU ET DE LA PRÉVENTION DES POLLUTIONS ET DES RISQUES

SERVICE DE L'EAU

14, Bd du Général Leclerc- 92524 Neuilly sur Seine Cedex

ETUDE DOCUMENTAIRE SUR LA POLLUTION DES EAUX PAR LES DÉCHARGES CONTRÔLÉES DE RÉSIDUS URBAINS ET DÉCHETS ASSIMILÉS

(CLASSE II)

A.LALLEMAND-BARRES

JUIN 1990

R3917ENV4S90

BUREAU DE RECHERCHES GÉOLOGIQUES ET MINIÈRES 4S

Département Environnement et Risques B.P. 6009 - 45060 ORLÉANS CEDEX 2 - France -Tél. : (33) 38.64.34.34

ETUDE DOCUMENTAIRE SUR LA POLLUTION DES EAUX

RÉSUMÉ

La mise en décharge contrôlée est le procédé le plus couramment utilisé pour le

traitement des résidus urbains et déchets assimilés.

L'isolation totale des décharges est difficile et la prévention de la migration des

efïluents issus de la décharge s'avère nécessaire. Celle-ci sera obtenue en

minimisant l'entrée d'eau dans la décharge et en drainant les efïluents pour les

traiter.

Par ailleurs, les déchets entrant en décharge de classe El devront être

exclusivement des déchets ménagers solides et des déchets inertes, les liquides

étant à proscrire. Le choix du site est fondamental : il tiendra compte des

conditions hydrogéologiques, climatiques, topographiques. L'épaisseur et la

perméabilité du terrain non saturé surmontant la nappe, les constituants

minéralogiques pouvant jouer un rôle atténuateur dans le transfert des polluants

en direction des nappes, sont des éléments essentiels pour le choix des sites.

Les cas de pollution retenus et analysés dans le cadre de cette étude mettent en

évidence que les pollutions engendrées résultent d'erreurs de choix des sites et

d'une mauvaise gestion de la décharge dans la plupart des cas.

Cette étude a été réalisée sur crédits du Secrétariat d'Etat chargé de

l'Environnement et de la Prévention des risques technologiques et naturels

majeurs.

Rapport BRGM-115 p.


SOMMAIRE

INTRODUCTION 1

1-POLLUTION DES EAUX PAR LES DÉCHARGES 2

1.1 - ORIGINE ET NATURE DES POLLUANTS ISSUS DE LA DÉCHARGE 2

1.1.1 - Production d'effluents liquides 2 1.1.2 - Production de gaz 3 1.2 - INFLUENCE DES CONDITIONS CLIMATIQUES SUR

LA PRODUCTION D'EFFLUENTS 4 1.3 - TRANSPORT DES POLLUANTS DANS LE SOL ET DANS

LES EAUX 6 1.3.1 - Perméabilité et vitesse réelle effective 7 1.3.2 - Pouvoir filtrant des sols et des aquifères 9 2 - ANALYSE DE CAS DE POLLUTION PAR LES DÉCHARGES

D'ORDURES MÉNAGÈRES 12

2.1 - CARACTÉRISATION DE LA POLLUTION 12

2.2 - ANALYSE DES CAS DÉCRITS 13 2.2.1 - Modification de la qualité chimique de l'eau souterraine 13 2.2.2 - Etendue de la pollution 14 2.2.3 - Caractéristiques d u site 14

3-QUELQUES CONCLUSIONS ET RECOMMANDATIONS 17

3.1 - COMPOSITION DES DÉCHETS 17

3.2 - PRODUCTION D'EFFLUENT 17

3.3 - CHOIX DU SITE 18

3.4 - CONTRÔLE DES EAUX DE SURFACE ET DES EAUX SOUTERRAINES 18

4-FICHES DE CAS 20

CONCLUSION 114

RÉFÉRENCES 115

Rapport B R G M -115 p.


INTRODUCTION

La mise en décharge contrôlée (ou centre d'enfouissement technique) est le

procédé le plus couramment utilisé pour le traitement des résidus urbains et

déchets industriels et commerciaux assimilés. Près de 60 % des 16 M de tonnes

d'ordures ménagères collectées chaque année en France sont ainsi évacuées en

décharges, à raison de 46 400 t/j sur 341 décharges de plus de 10 t/j et 2 100 t/j sur

700 petites décharges (estimation A G H T M , 1985).

Or, ces décharges disséminées sur l'ensemble du territoire constituent autant de

sources potentielles de pollution tant pour les eaux de surface par fuite de lessivats

hors du site que pour les eaux souterraines par infiltration dans le substratum des

effluents émis par la décharge.

Une enquête réalisée en 1985 sur les grandes décharges (plus de 50 t/j) avait

montré que plus de 30 % des sites inventoriés étaient a priori très vulnérables à la

pollution (avec des fonds alluviaux très perméables et des aquifères peu profonds

< 10 m ) . L'étude détaillée de cinq de ces grandes décharges avait révélé des

indices plus ou moins importants de contamination (chimique et/ou bactérienne)

des eaux souterraines ou superficielles à l'aplomb ou à proximité de 4 des 5 sites

examinés et avait conclu à la nécessité d'un suivi régulier des impacts sur les eaux

pour ce type de décharge (sites géologiquement semi perméables ou perméables).

D'autres études récentes ont détecté également la présence de micropolluants

(métaux lourds ou solvants chlorés) dans les nappes à l'aplomb ou au voisinage de

décharges municipales (origine probable : restes de produits d'entretien ménagers,

dégradation de piles boutons ou de certaines matières plastiques) et parfois dans

des aquifères situés à plus de 30 m de profondeur.

Ces risques de pollution sont d'ailleurs soulignés dans la réglementation sur la

mise en décharge contrôlée de résidus urbains (instruction technique du

11/3/1987, J .O . du 11/4/1987) qui impose à l'exploitant une auto-surveillance de la

qualité des eaux souterraines et superficielles, tant pendant l'exploitation

qu'après la fermeture de la décharge.

La présente étude réalisée sur crédits du Secrétariat d'Etat chargé de

l'Environnement a pour objectif d'identifier les principaux paramètres

responsables de la pollution à partir de l'examen de cas de pollution décrits dans la

littérature.



1 - POLLUTION DES EAUX PAR LES DÉCHARGES

1.1 - ORIGINE ET NATURE DES POLLUANTS ISSUS DE LA DÉCHARGE

Les effluents produits par les déchets sont gazeux et liquides.

1.1.1 - P R O D U C T I O N D ' E F F L U E N T S L I Q U I D E S

L'infiltration due à la pluie et au ruissellement à la surface de la décharge,

l'intrusion de l'eau souterraine dans la décharge dans certains cas, s'ajoutent à

l'humidité des déchets. Lorsque la capacité de rétention des déchets est dépassée

on aboutit à la production d'efïïuents liquides. La composition des effluents

liquides sera fonction de la nature des déchets, ménagers, industriels ou mixtes,

et de leurs interactions. Ces réactions peuvent être bénéfiques, dans certains cas

c o m m e la neutralisation de déchets acides par des déchets alcalins, ou nocifs dans

d'autres cas, entraînant l'émanation de gaz ou la solubilisation de métaux lourds.

La composition des effluents est fonction aussi de l'âge des déchets et de leur

évolution sous l'influence de processus biologiques et des conditions climatiques.

O n distingue deux étapes principales : la phase d'acidification puis la phase de

fermentation au cours de laquelle les polluants organiques sont émis à fortes

concentrations. Les produits sont plus ou moins stables et leur concentration

diminue dans le temps.

Les produits ultimes de la dégradation sont le méthane, le C O 2 et l'eau. Les

produits intermédiaires comprennent les acides carboxyliques, l'acétone,

l'acétaldéhyde et l'éthanol.

Le tableau 1, ci-après, donne des fourchettes de composition d'effluents de

décharge.

Dans les décharges, le transfert des substances organiques sera gouverné au

moins en partie par leur solubilité dans l'eau.

La solubilité des substances minérales et des métaux est elle-même liée aux

phénomènes de précipitation et de complexation.



Constituant

Chlorure

Ker(Ke)

Manganèse (Mn)

ZincC/n)

Magnésium (Mg)

Calcium ( C H )

Potassium (K)

Sodium (Na>

Phosphate <I')

Cuivre (Cu)

Plomb <Pb)

C a d m i u m (Cd)

SulfaU"(S04>

N total

Conductivîté (umhus)

Solides totaux dissous

Solides totaux en suspension

pli Alcalinité CaCO.i

Dureté totale

D e m a n d e biologique eu O 2

D e m a n d e chimique en O /

Fourchette a mg/l

34 - 2.800

0.2-5.500

0.0G- 1.400

0 - 1.000

16,5-15.600

5 - 4.080

2.8 - 3.770

0 - 7.700

0 -154

0 9.9

0 -5 .0

-1-I.82G

0-1 .4IG

-0-42.276

0 - 2.685

0,7 - 8,5

0 - 20.850

0 - 22.800

9 - 0 4 . G 1 0

0 - 89.520

Fourchette b mg/l

100-2.400

200-1.700

-1-135

---

100-3.800

5-130

---

25-500

20-500

---

4,0-8,5

-200 - 5.250

-100-51.000

Fourchette c mg/l

600-800

210-325

75-125

10-30

160-250

900 -1.700

295-310

450 - 500

-0,5 1.6 0,4

400-650

-6.000 - 9.000

10.000 -14.000

100-700

5,2-6,4

800-4.000

3.500-5.000

7.500-10.000

16.000-22.000

F.flluentd

Frais

742

500 49

45 277

2.136

--

7.65

0,5 ---

989 9.200

I2.G20

327 5,2

--

14.950

22.650

Vieux

197

1.5 -

0,16

81 254

--

4.96

0.1 ---

7.51

1.400

1.144

266 7,3

---

81

Taljl. 1 -Caraclérisliquesdeseffluenls de décharges

«1 U.S. Knvironmental Protection Ageney (1973) b)Slein fia/.(1971) s) U .S . Knvironmental Protection Agency (1975) d>Brunner and Carnes (1974)

1.1.2 - PRODUCTION DE GAZ

Les principaux gaz produits dans les décharges par la fermentation de déchets

organiques, sont des mélanges de méthane et d'air (avec risques d'explosion pour

des mélanges de 5 à 15 % de méthane) et du C O 2 .

Le méthane pose le plus de problèmes car l'acidification peut être souvent

neutralisée par les autres déchets ou par les constituants du sol.

La production de gaz dans la décharge contrôlée comporte 4 phases (fig. 1)

(Farquhar et Rovers, 1973) : phase I : aérobie ; phase H : anaérobie non

méthanogénique ; phase m : aérobie méthanogénique, instable ; phase IV :

anaérobie méthanogénique stable.

Les phases sans méthane sont liées à la réduction de matière organique avec

formation de composés solubles sous l'influence d'enzymes. Dans les phases

méthanogéniques les micro-organismes impliqués sont les bactéries communes

des sols et eaux usées.

La production de gaz est contrôlée par la composition des déchets, la teneur en eau,

la température, l'alcalinité et le p H . Selon les conditions, le taux de production du

gaz et la durée de chaque phase peuvent varier considérablement. Souvent, dans

les décharges d'ordures ménagères la phase IV est atteinte en 200 à 500 jours. Le

méthane est un peu moins dense que l'air, mais mélangé avec l'air il peut migrer

vers l'atmosphère et aussi vers le fond et les parois de la décharge.

Rapport B R G M -115 p. 3


1

."l

-T^—

Y

Schéma de production la décharge

H llll i i •

i C0 2

n / il /

I i/\

\ "H2 /

/ ^ - 5 ^ .

/ C H 4

du gaz dans

IV

TEMPS

Fig. 1 - Schéma de production de gaz dans une décharge (Farquhar, Rovers, 1973)

1.2 - INFLUENCE DES CONDITIONS CLIMATIQUES SUR

LA P R O D U C T I O N D 'EFFLUENTS

L'eau provenant du déchet ou apportée sur le site par les précipitations ou le

ruissellement, constitue le vecteur principal des polluants émis par une décharge.

Il est donc important de procéder à des bilans hydriques prévisionnels des entrées

et sorties d'eau de l'exploitation, aussi bien pour les sites à fond imperméable

(pour maîtriser les flux de lessivats à collecter et si nécessaire à traiter avant

rejet) que sur les sites perméables pour estimer la pollution risquant d'atteindre la

nappe souterraine.

Les méthodes actuelles de prévision de bilans hydriques sur les décharges sont

dérivées de celles mises au point pour les études hydrologiques ou agronomiques.

Elles sont basées sur les relations entre la pluie, l'évaporation, le ruissellement et

le stock d'eau, relation qui pour une décharge peut s'écrire :

Volume d'effluents = Pluie (P) + Eau apportée par les déchets (ED) -

Evapotranspiration réelle (ETR) - Infiltration dans le substratum (I) -

Variation de stock A S ± Ruissellement (R)

4 Rapport BRGM -115 p.


Si certains paramètres de l'équation sont assez facilement quantifiables (exemple :

précipitations, teneur en eau initiale des déchets), d'autres termes importants le

sont beaucoup moins, en tout cas pour les décharges, dans l'état actuel des

connaissances ; ce sont :

- le ruissellement,

- l'évapotranspiration,

- le stock d'eau des déchets et ses variations,

Le ruissellement est fonction de l'intensité et de la durée des précipitations, de la

perméabilité du sol, de la pente. Sur un sol, il peut être calculé en utilisant des

coefficients de ruissellement empiriques. Sur les sites de décharges, les valeurs

théoriques obtenues sont assez éloignées de la réalité (en raison de l'irrégularité et

de la rugosité des surfaces),

L'évapotranspiration d'un sol peut être calculée aussi à partir de formules

empiriques (méthodes de Thornwaite, de Turc, de P e n m a n ou autres) faisant

intervenir la température moyenne, la radiation globale d'origine solaire,

l'humidité relative de l'air, etc. Ces formules ne sont pas applicables telles quelles

sur les décharges, où l'évapotranspiration est probablement négligeable à

l'intérieur de la décharge, l'air contenu dans les déchets étant immobile (sauf cas

dé ventilation),

Le stock d'eau du déchet et ses variations dépendent de la nature des déchets, de la

teneur en eau initiale et du degré de compactage. Cette capacité de rétention peut

en effet beaucoup varier suivant le type et l'état physique des déchets (capacités de

0,18 kg/kg de matière sèche pour un sable de fonderie à 2,6 pour la sciure et

jusqu'à 7 pour une boue de traitement de surface obtenue sous 0,5 k g / c m 2 - I R H ) .

Les déchets ménagers ont aussi théoriquement une capacité d'absorption et de

rétention d'humidité (variable de 0,5 à 2,5 selon les auteurs), du moins à l'échelle

du laboratoire. Mais sur le terrain, la capacité effective de rétention semble bien

inférieure ; de plus très souvent on note l'apparition de lessivats avant que les

déchets ne soient entièrement saturés (circulation préférentielle par des canaux et

interstices dans un milieu très hétérogène).



A la sortie de la décharge l'effluent peut soit être drainé et traité si le fond de la

décharge est étanche, soit migrer dans le sol puis dans la nappe souterraine, si le

fond de la décharge est plus ou moins perméable, soit rejoindre les eaux

superficielles.

1.3 - TRANSPORT DES POLLUANTS DANS LE SOL ET DANS LES EAUX

Les polluants peuvent être transportés sous différentes formes physiques : sous

forme dissoute dans l'eau, sous forme d'une phase liquide distincte (pour les

solvants organiques), sous forme de gaz ou sous forme de colloïdes.

Le sol et le sous-sol, suivant leur nature, joueront un rôle de barrière ou filtre

(barrière géochimique) par différents mécanismes ou processus d'interaction entre

le milieu traversé et les substances dissoutes ou particulaires (colloïdes) présentes

dans l'effluent.

Le transfert et l'évolution de cet effluent sont particulièrement complexes, car ils

dépendent à la fois de phénomènes hydrodynamiques, mais aussi des mécanismes

physicochimiques et biologiques d'échange avec le milieu poreux.

Le transfert des effluents liquides se fait dans la zone non saturée située entre la

surface du sol (ou le fond de la décharge) et la nappe puis dans la nappe. Dans la

zone non saturée, les circulations se font lentement et essentiellement

verticalement tandis que dans la nappe elles se font horizontalement. E n milieu

karstique et fissuré, les eaux circulent rapidement en empruntant les fissures,

diaclases, gouffres, dolines, etc.

Sur ces formations karstiques, en raison des grandes vitesses de circulation et des

faibles capacités d'atténuation des polluants, le stockage de déchets, m ê m e des

ordures ménagères, est interdit en France.



1.3.1 - P E R M É A B I L I T É E T VITESSE R É E L L E E F F E C I T V E

1.3.1.1 - Infiltration de l'effluent

La perméabilité d'une roche se définissant c o m m e son aptitude à se laisser

traverser par un fluide sous l'action d'un gradient de potentiel, ce paramètre est

primordial dans le transfert de la pollution.

Quelques valeurs de perméabilité de différentes roches sont données dans le

tableau suivant à titre indicatif.

T y p e de roches

Argiles

Loess Silt

Craie

Sable fin et moyen

Sable grossier

Gravier

Grès

Shales Schiste

Calcaire fissuré

Calcaire karstique

G a m m e de porosités %

Totale

4 5 - 5 5

36 3 5 - 5 0

40

38

45

3,5 à 38

0,5 à 7,5

0,5 à 12,5

Efficace

2 - 4

3 2 à 5

28

34

40

2 à 15

0,1 à 2

2 à 10

d'écoulement P : poreux F : fissuré

P

P P

P + F

P

P

P + F

P P + F

F

Perméabilité à saturation

m/s

10-9 à 10-13

10-4 à 10-9 10-8

10-4

10-3

10-1 à 10-2

10-4 à 10-9

10-8 à 10-13 10-3 à 10-8

10-5 à 10-8

10-1 à 10-4

Tabl. 2 - Valeurs de porosité et de perméabilité de différentes roches (origines diverses)

La perméabilité dans la zone non saturée varie avec la teneur en eau. Elle est

maximale à la saturation et par conséquent la mesure doit être faite à saturation.



1.3.1.2 - Vitesse réelle effective

U n e fois arrivé dans la nappe, le polluant se déplacera plus ou moins vite, sous

l'influence, en particulier, de la vitesse de l'eau.

La loi de Darcy permet d'évaluer une vitesse apparente V = Ki, i étant le gradient

hydraulique et K la perméabilité. E n réalité, les écoulements ne se font que dans

une partie des pores accessibles à l'eau et par conséquent la vitesse réelle effective

est liée à la porosité cinématique m e par la relation

V e = V a / m e

Cette porosité est proche de la porosité efficace.

Le tableau 3 donne quelques exemples de vitesses apparentes et de vitesses réelles

effectives pour des terrains argileux où l'on prend m e = 3 %.

Gradient hydraulique

K m / s

1.10-9 1.10-8

i = 1

Va m/an

0,031 0,31

Ve m/an

1 10

i = 1,2

Va

0,037 0,37

Ve

-1,2 m 12 m

i = 2

Va

0,063 0,63

Ve

2,1m 21m

Tabl. 3 - Vitesses apparentes et vitesses réelles

Dans la pratique, l'épaisseur de la couche "imperméable" n'intervient dans le flux

que lorsque la charge hydraulique est importante devant l'épaisseur de la couche

"imperméable". Pour une épaisseur du substratum inférieure à 10 m , le flux sera

fonction de la hauteur de la lame d'eau (charge hydraulique) en fond de décharge,

à perméabilité égale (fïg.2).



100 -i

E c a

X

50

h = hauteur de la lame d 'eau

h = 2m

h = 1m

h = 0.5m

0 1 2 3 4 5

épaisseur du substratum (m)

Fig. 2 - Flux, épaisseur du sol, et lame d'eau pour K = 10m-9 m/s

Dans tous les cas, la propagation du polluant à travers le sol dépendra de la

quantité d'efïïuent accumulé au fond de la décharge.

E n conclusion, si les seuls phénomènes d'infiltration potentielle étaient pris en

considération, il serait imprudent vis à vis des générations futures d'entreposer

des déchets en décharge m ê m e "imperméable".

Heureusement, les matériaux poreux naturels sont dotés de propriétés

physicochimiques et biochimiques qui peuvent, dans certaines conditions et

limites pour certains polluants, permettre une épuration plus ou moins complète

de l'effluent (barrières géochimiques).

1.3.2 - POUVOIR FILTRANT DES SOLS ET DES AQUIFÈRES

Pour minimiser le transfert de polluants loin de la décharge, il est indispensable

de sélectionner un sol capable de retenir les éléments polluants issus de la

décharge. De nombreux phénomènes entrent en jeu dans l'atténuation des

polluants dans les sols et les aquifères (tabl. 4).



Aspect

Hydraulique

Dégradation

Géochimie

P h é n o m è n e concerné

Perméabilité Colmatage Dispersion Dilution

Transformation de polluant ou autre composé impliqué dans la rétention ou le déplacement du polluant

Adsorption Précipitation Complexation

Tabl. 4 - Mécanismes intervenant dans les sols et aquifères

La dilution du polluant se produit quand l'effluent atteint la nappe. Mais on ne

peut considérer ceci comme une réelle "atténuation". Le polluant est plus dilué

mais la quantité présente dans l'environnement local est la m ê m e .

1.3.2.1 - Dégradation et filtration (9,8)

Les composés organiques peuvent être dégradés en d'autres produits, toxiques ou

non. Les molécules organiques non toxiques peuvent être transformées également

en affectant la solubilité ou la rétention des métaux traces, par suite d'une

modification du pouvoir complexant de l'effluent liquide.

Certaines réactions de dégradation comme l'hydrolyse et la réduction

n'impliquent pas de processus biologique. D'autres réactions de dégradation sont

liées à la présence de micro-organismes dans le sol et la nappe. E n conditions

aérobies, les hydrocarbures aromatiques sont biodégradés, mais pas les halogènes

aliphatiques. E n conditions anaérobies, les halogènes aliphatiques sont

biodégradés.

Le déplacement des composés organiques, hydrophobes comme les solvants est

très dépendant des fonctions biologiques du milieu poreux.

La transformation de molécules organiques complexantes (acides humiques,

amino acides, etc...) est responsable de la mobilité de certains métaux lourds

toxiques.

10 Rapport B R G M -115 p.


1.3.2.2 - Géochimie et filtration (6,3,7)

L'efficacité de filtration du système sol/nappe dépend des interactions entre les

processus de transfert et des phénomènes hétérogènes. Adsorption et

précipitation ont tendance à retarder ou à atténuer le transport du polluant. Par

ailleurs, les processus de complexation peuvent augmenter la solubilité des

polluants et par conséquent favoriser leur déplacement. La précipitation est un

des premiers mécanismes d'atténuation. Ce mécanisme est important car il

contrôle la solubilité des polluants dans l'effluent.

L'adsorption est fonction de la matrice sol/aquifère et des caractéristiques

chimiques de l'effluent. Pour un sol donné, l'adsorption des composés organiques

augmente des solvants chlorés au D D T . La solubilité des métaux lourds dépend de

la composition de l'effluent. Les isothermes d'adsorption dépendent du p H et de la

compétition des cations pour les sites d'adsorption et des réactions de

complexation des métaux.

La présence de métaux lourds en compétition diminue la capacité de filtration du

sol.

1.3.2.3 - Colmatage

Les colloïdes peuvent se déplacer dans le milieu poreux, à condition que les

particules colloïdales soient plus petites que les pores, et que les charges

électriques du milieu solide et du liquide qui y circulent le permettent. Des cations

et anions de l'eau qui circule peuvent influencer l'agrégation des colloïdes et le

colmatage des pores.



2 - ANALYSE DE CAS DE POLLUTIONS PAR LES DÉCHARGES D'ORDURES MÉNAGÈRES

2.1 - CARACTÉRISATION DE LA POLLUTION

Les éléments polluants issus des décharges sont principalement les métaux

lourds, les cyanures, les polluants organiques (phénols, hydrocarbures,

organohalogenés) et certaines espèces microbiologiques.

La nappe sera considérée c o m m e polluée quand les normes établies pour l'eau

potable sont dépassées (tabl. 5).

Paramètres ou substances

PH Conductivilc uohm/cm

Késidu sec Dureté totale (degrés français)

Ca

Mg

Na

K

Sulfates

Chlorures

Nitrates

Nilrites Ammonium

Fluor

Aluminium

Teneurs (rag/1)

Minimum

15

M a x i m u m

9 1250 1500

50

50

150

12

250(SO4_)

250 (Cl) 50(NO3)

0.1 ( N O Î )

0.5 (NH«)

1.51F)

0.2

Substances en traces micro polluanU (|ig/l)

Arsenic (As) Cadmium (Cd) Cyanures (CN)

Cuivre (Cu)

Mercure (Hg) Plomb (Pb)

Zinc(Zn)

Nickel (Ni)

Fe(Fe)

Manganèse (Mn)

Hydrocarbures aromatiques

Phénols

Détergents Pesticides Organismes pathogènes (par 100 ml)

Coliformes (par 100 ml)

Teneurs (mg/1)

Minimum Maximum

60

5 50

1000

1

50

5000

50

200

50

0.2

0.5

0.5

0 0

Tabl. S- Normes françaises : décret n*89-3 janvier 1989 pour les eaux destinées à la consommation humaine

La pollution par les décharges d'ordures ménagères se caractérise par une

zonation de la pollution au droit et en aval du dépôt.

Cette zonation comprend :

• U n e zone de réduction dans laquelle on observe la réduction des éléments

inorganiques, nitrates, sulfates, et l'oxydation des composés organiques

accompagnée d'une élévation de la température, de l'apparition de N H 4 + et de

l'absence d'oxygène dissous.

• U n e zone de transition

E n aval de la zone de réduction se situe une zone de transition caractérisée par

l'apparition progressive d'02 dissous et une diminution des phénomènes d'oxydo-

réduction.



• U n e zone d'oxydation

La teneur en O 2 permet l'oxydation des éléments inorganiques.

Cette zonation a été observée sur un certain nombre de décharges françaises avec

une zone de réduction dans le panache de 7 décharges de gros tonnage ( > 50 t/j)

pouvant s'étendre jusqu'à 400 m en aval (5).

La zone d'oxydation a été observée sur une dizaine de décharges (5).

2.2 - ANALYSE DES CAS DÉCRITS

R e m a r q u e préliminaire

Les exemples présentés ci-après ont été retenus car ils font l'objet d'une

description plus ou moins détaillée, dans diverses publications. Toutes les fiches

(sauf une) décrivent des exemples pris à l'étranger faute de publications

françaises.

Nous comparerons les pollutions engendrées sur ces 20 sites, aux observations

faites par I. Estève dans le cadre de l'enquête réalisée en 1985 sur les pollutions

observées autour des décharges de classe II en France (5).

2.2.1 - MODIFICATIONS DE LA QUALITÉ CHIMIQUE DE L'EAU SOUTERRAINE

• Sur tous les sites étudiés, la pollution est caractérisée par une minéralisation

accrue à l'aplomb et à l'aval de la décharge, par rapport à la moyenne locale de la

nappe concernée. Cette augmentation en aval du dépôt est de l'ordre de 70 %.

• Sur la majorité des sites, la pollution est mise en évidence par l'augmentation

des teneurs en Cl". Le tableau 6 qui synthétise les informations recueillies montre

que les quantités maximales mesurées en Cl" sont liées au tonnage important des

déchets et à l'importance des décharges.



A noter la différence de taille entre les décharges présentées dans les fiches et les décharges françaises, qui sont considérées c o m m e importantes au-dessus de 50 t/j. E n France, les teneurs en Cl' dépassent rarement les normes de potabilité.

• Très souvent, l'on observe une augmentation de N H 4 + à l'aplomb du dépôt. Sur le front du panache de pollution, les ions N H 4 + disparaissent et les nitrates augmentent.

• E n ce qui concerne les métaux lourds, ils ne sont pas toujours analysés, surtout dans les études antérieures à 1980. Dans les pollutions par les décharges françaises, ils restent le plus souvent dans les normes de potabilité. Dans les pollutions décrites dans les fiches jointes, on observe relativement souvent la présence de Fe, pouvant atteindre une concentration de 27 000 ug/1 à Herta Road, 6 000 pg/1 à Arnold et 24 000 ug/1 à Babylon. Le M n est observé également dans quelques cas.

Les polluants organiques ont été mesurés à Llangollen et à North Bay, les phénols à Herta Road.

2.2.2 - ÉTENDUE DE LA POLLUTION

L'étendue de la pollution est liée à la vitesse d'écoulement dans la nappe : plus elle est grande plus la pollution s'étend (Babylon, Islip, Grosslapen, Rockford).

Elle est liée aussi à l'importance de la décharge ; les décharges précédemment citées sont des décharges importantes.

Très souvent, les analyses chimiques ne sont faites qu'à une seule profondeur. Cependant la pollution peut être effective sur une épaisseur non négligeable, c o m m e à Noordwijk où la nappe est polluée sur 30 m de profondeur, et à Lantana ou l'on observe la pollution sur 21 m d'épaisseur.

2.2.3 - CARACTÉRISTIQUES DU SITE

Tous les cas de pollution recensés sont observés sur des sites ne présentant pas les qualités requises énoncées précédemment.



E n effet, c o m m e il apparaît dans le tableau 6 les décharges ont été établies sur des

terrains très perméables, graviers, sables, ou sur roche fissurée.

Par ailleurs, l'épaisseur des terrains, non saturés, perméables est faible. La nappe

est, dans tous les cas, très vulnérable et proche du fond de la décharge.

D e plus, un nombre important de décharges se situe dans des carrières dont le fond

baigne (au moins temporairement) dans la nappe.

Le choix du site est dans tous ces cas mauvais et explique en grande partie les

pollutions observées.


Localisation

Babylon

Islip

Rockford

Riverside

Azusa Rock

West Kingston

Brookins

Llangollen

Lantana

Boldan

Arnold

Borden

North Bay

HertaRoad

Noordwijk

Grosslappen

Thriplow

Potton

Barton Mills

Jamroli et al.

Eteignieres

Vitesse n a p p e

0 , 3 à l m / j

0,3 à 1 m/j

?

0,3 m/j

0,90 m/j à < 0,30 m/j

0,2 m/j

4 m / a n

0,2 m/j à 5,5 m/j

1,6 m/j

0,16 à 2.8 m/j

Nature sol sous

décharge

sables

sables

sables

graviers

graviers

graviers

graviers

sables

sables

charbon

calcaire karstique

sables

sables

tourbe

sables argileux

graviers

sables - graviers

sables

craie

limon sur phyllades

Epaisseur n o n saturé

4,6 m

6m

< 10m

3m

6 m

» 9 m

lm90

< 5 m

2,7 m

5 m

-

< 7 m

< 7 m

< 4 m

lm

2 à 3 m

9m

3m

15 m

0,5 à 5 m limons

Quantité ' déchets

1,75.108 m 3

630 000 m 3

> 300000t

?

4 292t

7

1,4.106 m 3

500 t/j (180 000t/an)

> 3 0 0 000m3

4.106 m 3

300 0001 + 32 400m3d.liq.

25 000 fan soit 250 0001

65 0001

6tfià35t5

» 60 000 t/an D . M . et == 25 000tD.I.

Surface décharge

10 ha

8 ha

16ha

> 2,5 ha

65 ha

19 ha

100 ha

5,4 ha

28 ha

32 ha

15,3 ha

7 ha

14,2 ha

12 ha

0,6 ha à 12 ha

11 ha

Extension de la pollution en

aval

3 k m 30

1 k m 500

0 ,5km2

1 k m 600

300 m

500 m

800 m

300 m

1 k m 500

700 m

700 m

80 m et 30 m de profondeur

3km

15m

300 m

<200m

450 m

200 m

Teneur Cl maxi observée

910mg/l

400mg/l

160mg/l

773 mg/1

77mg/l

320 mg/1

265 mg/1

760 mg/1

147 mg/1

> 500 mg/1

400 mg/1

229 mg/1

2 380 mg/1

670 mg/1

660 mg/1

146 mg/1

61 mg/1

680 mg/1

249 mg/1

Autres éléments indicateur

K (110 mg/1) Fe (24 000 pg/1), M n

N a (560 mg/1) K (75 mg/1) Fe

N H 4 + , F e (1700 ug/1)

N a + (650 mg/1) S O < ~ (577 mg/1)

CO2(120ppm)

Conductivité, M n , Fe

N a (219 mg/1) conductivité (1400 phos)

Produits organiques (429 ug/1)

Résistivité N H 4 , Fe (6000 pg/1)

N H 4 , F e

N a (144 mg/1) Fe (6 000 pg/1)

Conductivité, t*, SO4 (2 060 mg/1)

Polluants organiques

Fe (27 000 pg/1) phénols (12 pg/1)

Solides dissous, H C O 3

ConductiviU, t", permanganate

N H 4 + , alcalinité

K + , alcalinité

N H 4 + , K +

Fe.DCO

N H 4 + . N a + , K +

Tabl. 6 - Pollution par les décharges - Résumé des caractéristiques des cas étudiés


3 - QUELQUES CONCLUSIONS ET RECOMMANDATIONS

Les déchets pouvant être acceptés en décharge de classe II et le site sélectionné

pour le stockage seront examinés en tenant compte de leur impact potentiel sur le

sol et sur les eaux.

Pour cela une prévention active de la pollution consistera à minimiser l'entrée

d'eau dans la décharge et à drainer l'effluent produit pour le traiter avant rejet.

La prévention passive résidera dans le choix d'un site capable d'atténuer le

transfert des polluants en dehors de la décharge : épaisseur du terrain non saturé,

capacité d'adsorption du substratum élevée, et enfin dilution éventuelle dans une

nappe ou une eau de surface non utilisée pour l'alimentation en eau potable.

Des directives C E E sont en cours d'élaboration, concernant la mise en décharges

des déchets et devraient paraître prochainement. Nous nous bornerons ici à faire

quelques recommandations qui découlent de l'analyse des cas décrits.

3.1 - COMPOSITION DES D É C H E T S

Dans les décharges d'ordures ménagères, les liquides ne devront pas être admis,

les boues d'épuration ne devraient l'être que si la teneur en eau pondérale est

inférieure à 65 %.

3.2 - P R O D U C T I O N D'EFFLUENT

U n bilan hydrique prévisionnel devra être établi et des drains mis en place dans la

décharge et dimensionnés en conséquence pour collecter l'effluent.

Dans la mesure du possible pour le choix du site, on essaiera de tenir compte des

situations climatologiques pour éviter les trop fortes précipitations, des conditions

topographiques favorables au ruissellement.

Il est évidemment proscrit d'implanter la décharge dans la nappe (fond de carrière) et dans le lit d'une rivière, pour éviter les remontées de nappe dans la décharge.



3.3 - CHOIX D U SITE

• Réglementairement, une décharge de classe II ne devrait pas être située à

proximité d'une zone de baignade, d'une zone d'aquaculture, de réservoirs d'eau

potable. D e plus, on n'implantera pas de décharge dans les périmètres de

protection rapprochée des captages publics d'alimentation en eau. Aucune eau

drainée en provenance de la décharge ne devrait atteindre ces différentes zones.

• E n ce qui concerne le choix du substratum, il sera effectué en tenant compte des

facteurs suivants: perméabilité et épaisseur du sol non saturé, composition

minéralogique du substratum et caractéristiques de l'aquifère sous-jacent.

L'épaisseur de terrain non saturé doit être supérieur ou égal à 5 m la perméabilité

doit être inférieure ou égale à 10-6 m / s .

Ces valeurs pourraient être modulées en fonction du contexte : par exemple la

perméabilité pourra être légèrement supérieure si l'épaisseur de terrain non

saturée est plus importante et s'il n'existe pas de nappe phréatique utilisée.

Le substratum sera considéré en fonction des minéraux pouvant adsorber les

polluants. U n limon ou une argile présentent plus de garantie que des graviers ou

des sables. La capacité d'adsorption devrait être supérieure ou égale à

15 meq/100 g, pour être considérée c o m m e facteur d'atténuation (4).

3.4 - CONTRÔLE DES EAUX DE SURFACE ET DES EAUX SOUTERRAINES

U n contrôle de l'effluent produit et de l'eau de la nappe située sous la décharge est

impératif. Les éléments à contrôler dépendent des déchets entreposés. Le contrôle

doit être fait quand la décharge est en opération, mais également après sa

fermeture.

Dans l'eau, on recherchera les éléments majeurs mais aussi les métaux lourds et

les polluants organiques. Le nombre et la localisation des puits de contrôle de la

nappe seront basés sur l'étude hydrogéologique du site, indispensable pour

déterminer la direction et la vitesse d'écoulement.



U n nombre m i n i m u m d'un puits en amont pour mesure du bruit de fonds et de

trois puits en aval semble nécessaire, mais dépend beaucoup de la situation

hydrogéologique locale.

Les analyses d'eau devraient être effectuées deux fois par an.

Le contrôle de qualité de l'eau devrait être effectué pendant 10 ans après la

fermeture de la décharge.

Après fermeture, la décharge devra être couverte pour prévenir l'entrée des

précipitations et en vue de sa réhabilitation.



4 - FICHES DE CAS

CAS1

1-Nom : Décharge de Babylon.

2 - Localisation : Long Island, état de New-York, au nord de Great South Bay,

aux Etats-Unis.

3 - Climatologie : La pluviométrie annuelle est de 1 190 m m dont la moitié

s'infiltre.

4 - Géologie : Les dépôts sableux d'origine glaciaire, reposent sur les

sédiments crétacés. Par endroits, les dépôts glaciaires sont

séparés des sédiments crétacés par des lits d'argile et de silt.

L'épaisseur du terrain non saturé au-dessus de la nappe est de

4,6 m .

5 - Hydrogéologie

La nappe qui circule dans le sable moyen, affleure au fond de

la décharge. La perméabilité moyenne dans la nappe est

comprise entre 4,6.10-4 m / s et 13,8.10-4 m / s . Elle est de

9,3.10-4 m / s près des décharges de Babylon et Islip.

Les autres caractéristiques sont les suivantes :

- gradient : 0,0020 ± 0,0001,

- porosité efficace : 25 %ot

- vitesse de la nappe : 0,3 à 1 m/j,

- fluctuations du niveau de la nappe : 3,6 à 5,4 m ,

- épaisseur de la nappe : 23 m .

6 - Caractéristiques de la décharge

La décharge a été mise en service en 1947. Ses dimensions sont

de 505 m sur 689 m .

Les sables et graviers ont été excavés jusqu'à 3 m sous la

surface du sol.

Les déchets sont constitués par des ordures ménagères et aussi

des déchets liquides à partir de 1966. Ils ont été placés dans

3 alvéoles remplies successivement.

La superficie couverte par la décharge est de 10 ha.



U n e partie des déchets est incinérée sur place.

Les quantités de déchets disposés de 1968 à 1978 sont de :

- 334 tonnes/j de déchets incinérés,

- 461 m3/j de déchets non combustibles et compostables,

-150 0001/j de déchets liquides.

Les déchets ont été recouverts par des sables et graviers et des

boues d'épuration, puis compactés.

7 - Mise en évidence et m o y e n s de contrôle de la pollution

Des puits de contrôle ont été forés autour de la décharge et en

aval. Les puits sont crépines à différentes profondeurs.

Les puits sont au nombre de 90, répartis sur 40 emplacements.

Sur l'eau de ces puits, on a effectué 3 analyses par puits et de

nombreuses mesures in situ de p H et conductivité.

Les éléments mesurés sont les majeurs, les métaux lourds et le

carbone organique.

8 - Résultats : L'extension du nuage de pollution a été déterminée par les

mesures de conductivité.

Le nuage s'étend sur 3 k m 300 à partir du site de décharge. Sa

largeur est de 570 m à la décharge et de 210 m en queue de

nuage.

Les concentrations maximales mesurées dans le nuage sont les

suivantes :

-860mg/lNa+,

-565mg/lCa++,

-100mg/ lMg++,

-110mg/lK+,

- 2700 mg/1 H C O 3 - (près de la décharge),

-910mg/ lCl \

L'eau est polluée sur toute son épaisseur.

H C O 3 " est un bon indicateur pour tracer le nuage.

La teneur en H C O 3 " s'atténue en queue de nuage et décroît

quand la valeur de p H tombe au-dessous de 6.

L'atténuation des autres ions en queue de panache peut être

due à des réactions c o m m e l'oxydation de N H 4 + en NO3".



La teneur en SO4* augmente vers l'aval, et ceci

vraisemblablement suite à l'oxydation des sulfures.

Les teneurs en Cl" sont élevées : plus de 5 fois les normes pour

les eaux de boisson.

Le Cl" est un bon indicateur de pollution - corrélé à la

conductivité.

E n ce qui concerne les métaux lourds, les métaux rencontrés

aux plus fortes concentrations dans le nuage de pollution sont

le Fe dont la concentration peut atteindre 440 mg/1 à p H 6,9 et

le M n avec 190 mg/1 à p H 6,3.

O n a détecté également Cd, Cr, Co, C u , H g , Ni, Pb, Sr et Zn

dans quelques échantillons.

La teneur en C organique a atteint 2 250 mg/1 au niveau de la

décharge mais reste inférieure à 22 mg/1 ailleurs.

La pollution atteint toute l'épaisseur de l'aquifère soit 222 m

mais pas les nappes profondes.

Les analyses chimiques complètes sont données dans la fiche

Islip.

: S .E. Kimmel , O . C . Braids - Leachate plumes in groundwater

from Babylon and Islip landfills, Longlsland, N e w York. Geol.

Survey. Prof. Paper 1085,1980.

Rapport BRGM-115 p.


41'

Fig. 1 - Localisation des décharges de Babylon etlslip



B A B Y L O N - \ --• . • ; . « • z. /%"'- F \

£V—C*+ACM

•'-. ' "• "s X ^ C ^ C H * : !

' >y^^ « , iï«

IN^

LINE O F E Q U A L SPECIFIC C O N D U C T A N C E . J A N U A R Y 1974-Showsextent of leachate contamination at B-depth (Babylon) and C-depth (Islip). Conductance in micromhos per centimeter at 25° C

W A T E R W E L L - N u m b e r is bicarbonate concentration, in m g / L . a indicates sampie collected in 1973; b indicates sampie collected in 1972; ail others were collected in July and August 1974

Wfi L A N D F I L L DEPOSITS

Fig. 2 - Concentration en bicarbonate aux puits de profondeur C

au voisinage des décharges de Babylon et Islip

Rapport BRGM-115 p.


Fig. 3 - Concentration en chlorure dans l'eau souterraine près du nuage

de pollution à Babylon



BABYLON

v~ucr**£~

LINE O F SPECIFIC C O N D U C T A N C E , J A N U A R Y 1974-Shows extent o( leachate contamination at B-depth (Babylon) and C-depth (Islip). Conductance in micromhos per centimeter at 25° C

WELL AND SULFATE CONCENTRATION-Concentration in milliïrams per liter. Number in parenthèses is sulfate as percentage of total anions in 1973.

LAND1- ILL DEPOSITS

Fig. 4 - Concentration en sulfate dans l'eau souterraine dans

et près des nuages de pollution à Babylon et Islip



CAS 2

l - N o m : Décharge d'Islip.

2 - Localisation : Long Island : état de N e w - Y o r k au nord de Great South bay -

Etats-Unis.

3 - Climatologie : La pluviométrie annuelle est de 1 090 m m (75 à 120 m m / j

toute l'année), dont la moitié s'infiltre.

4 - Géologie : Les sables d'origine glaciaire reposent sur les sédiments

crétacés.

L'épaisseur du terrain non saturé au-dessus de la nappe est de

6 m.

5 - Hydrogéologie

La nappe contenue dans les sables glaciaires est à 6 m sous la

surface du sol.

Ses caractéristiques sont les suivantes :

- perméabilité : 40 à 120 m/j,

- gradient : 0,0016 ± 0,0001,

- vitesse : 0,3 à 1 m/j .


La décharge a été mise en activité en 1933 dans une carrière

de sables et graviers.

Elle s'enfonce jusqu'à 9 m sous la surface du sol et s'élève à 5 m

au-dessus de la surface du sol.

E n 1973, la décharge couvrait 7 ha.

U n incinérateur sur place permet de brûler les déchets

combustibles (137 tonnes incinérés par jour). E n 1972, en plus,

5 6001 de déchets de démolition et de non combustibles ont été

déposés.

E n 40 ans 6,3 X 105 m 3 ont été déposés.

L a décharge est couverte par du sable et en partie par de

l'herbe.

Le taux d'infiltration est élevé.

Rapport BRGM-115 p. 27


7 - Mise en évidence et moyens de contrôle de la pollution

U n nombre important de puits de contrôle a été implanté

autour de la décharge et en aval, soit 76 puits sur 34 sites.

Trois analyses par puits (une par an pendant 3 ans) et de

nombreuses mesures de p H et conductivité ont été effectuées

sur l'eau des puits.

Les éléments mesurés sont les majeurs et les métaux lourds.

8 - Résultats : L'extension du nuage de pollution a été mesurée par la

conductivité. Le nuage a une largeur de 420 m au niveau de la

décharge, de 150 m en queue. Sa longueur est de 1 k m 500.

La teneur en Cl" atteint 400 mg/1.

La teneur en H C O 3 " varie de 1 010 mg/1 près de la décharge à

30 mg/1 en queue de nuage.

La teneur en SO4" atteint parfois 150 mg/1.

Les concentrations maximales mesurées sont :

-560 mg/1 N a + ,

-75 mg/1 K + ,

-180 mg/1 C a + + ,

- 5 5 m g / l M g + + .

Fe et M n sont élevées c o m m e à Babylon.

Observation : La pollution n'est pas négligeable au voisinage de la décharge.

Quand l'eau s'éloigne de la décharge, on observe une dilution

et une sorption des polluants.

Références : S .E. Kimmel , O . C . Braids - Leachate plumes in groundwater

from Babylon and Islip landfills, Long Island, New-York.

Geolog. Survey, Prof. Paper 1085,1980.



3"06 73"04

Base from U.S . GeologicaJ Survey Patchogue 1 :24,000, 1967

Hydrology by G . E . Kiramel, 19 7 4

—Water table in January 1974 and location of wells referred to in text in vicinity oflslip landfill.

Fig. 1 - Niveau de la nappe en janvier 1974 et localisation

des puits au voisinage de la décharge d'Islip



Tabl. 1 - Analyses chimiques de l'eau de la nappe supérieure

dans la zone d'étude (bruit de fond) B : Babylon -1 : Islip

Cmi-.iitiH'nU» .ind

cliardctfristic*

Silica (Si02) I,on (Fol, total

Bicarbonate <HC03) . Sulfate (S04) Chloride (CI) Fluoride (F) Nitrate as N

Ammonia as N Nitrogen, organic as N Phospnorus, as P

Arsenic (As) Copper (Cu) Uad (Pb) Mercury (Hg) Nickel (Ni)

Zinc(Zn)

Dissâivod v>lids (sum, Spécifie «inductance <// D H -r ." " \ "

D&plh of setter» balaw

mc/LI mho/cm at 25°C)

water table ift) _

B17C-68

2 - 9 - 7 2

UC-99

3-9-72

Major constituents (mg/L)

13 - 2.2

04 4.2 1.0 4.7

70 16 8.0 6.7

.0 __; 27

.02 13 29

.04

Trace cléments (>xg/L)

0.0 0

- 4.0 <.5 2.0 0.0

20

Other characteristics

. . . . 4 7 66 6.8

11 65

12 .1 .07

2.0 .8

4.0 .4

10 .5

7.0 .1 .20 .005 .04 .35 .06

3 0 .8

<.5 4.0 2.0

.0

33 45 6.7

11 67

Well No.

I5A.-28

2 -17-72

7.9 .05 .0

3.5 1.8 5.6 1.5 9.0

13 6.7

.0

.80

.24

.54

.45

.28

11 0 4.0

<.5 4.0

.0 40

51 73 6.4

13 12

and date of sample collect

I7A-33

11-16-73

4.6 .58 .0

5.0 1.7 4.5

.6 7.0

10 6.2

.1

.54

.0

.01

.09

.0

0.0 0 0

.8

30

36 72 5.9

12 13

18A

2-24-72

6.1 .05 .02

1.7 .8

3.5 .6

2.5 7.5 5.5

.0 .10 .002 .080 .520 .10

0.0 0 2

.8 7 8

20

28 43 5.4

11 14

on

-25

5-16-73

6.0 .15 .10

2.2 .9

3.7 .4

3.0 8.0 6.0

.6

.0

.0

.0

29 46 5.3

11 14

I34D-130

10-19-73

14 .21 .02

2.2 1.2 4.0

.5 15

.4 4.5

.2

.03

.0

.01

.0

.01

50

34 73 7.2

11 110

Tabl. 2 - Analyses chimiques de l'eau souterraine polluée par l'effluent

de décharge dans la zone d'étude

30

C W K W M K I }

SlllCa (SlO') Calcium (Cal

Potassium (K) Bicarbonate (HCO,) Carbonate (CO,) Aikalinity a* C a C O , Sulfate (SO.) Chloride (Cl) Fluonde (F) Hrumide (Br) Nitrate (NOi) Nitrile(NO,l

Boron (B) Copper (Cu) Lead (Pb)

Zinc(Zn) -

Dionolved aolida Kooidue at 180"C Img/Ll

BIBfi-69 7-J-7«

Babylon landnll

B l M C - 1 » 7-3l-7«

W.ll No. and date af

BllC-lû B62BFW «-J-73 7-ae-7«

Major constituent* (mg/L)

<1 100 28

700 110 898

0 737 100 910

.3 .15 14.2

43

8.9 93 53

280 16

277 0

227 19

410 .1

4.2 2.7

""7.8

5.3

"22 160 25

426 0

349 61

200 .2

'"".05 0

35

Minor cunalituents (jjg/L)

14 2.500

0 1

- l 680

20 0

24.000

1 770

20 0 1

1.400 80 50

1,200

l'fiÔÔ

""io

"2ÏÔ

Other characleristica

2,300 2,475

370 0

1.220 1.030

450 220

652 778 213

0

4 .1 0 88

120 29

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ETUDE DOCUMENTAIRE SUR LA POLLUTION DES EA UX

CAS 3

l - N o m : Décharge de R o c k f o r d .

2 - Localisation : Nord-Ouest de Chicago (Illinois) - Etats-Unis.

La décharge est au sud de la ville de Rockford et dans les

limites de la ville à 210 m à l'est de Rock River.

Entre la rivière et la décharge se trouve une usine alimentaire

ayant 4 forages.

E n bordure sud-est du site de la décharge se trouve un puits

d'alimentation en eau potable de la ville, qui a été implanté

10 ans après le début de la décharge !

3 - Climatologie : A Rockford les étés sont chauds et humides et les hivers froids.

L'humidité relative tombe rarement au-dessous de 50 % et est

en général de 50 à 80 %.

La pluviométrie moyenne annuelle est de 92 c m entre 1947 et

1973, avec minima de 60,7 c m etmaxima de 141 cm.

Ces données sont révélatrices d'une forte infiltration

génératrice d'effluents.

4 - Géologie : Le site est celui d'une ancienne carrière de sable. Il s'agit d'un

sable de type glaciaire. Bien que placé à 400 m de la rivière, le

site n'est pas dans la zone inondable.

5 - Hydrogéologie

La nappe sous la décharge s'écoule vers la rivière et

perpendiculairement à celle-ci. Les puits de l'usine

alimentaire sont sur ce trajet.

Le niveau de la nappe est à 10,2 m sous la surface du sol.


E n 1947, la ville achète l'ancienne sablière pour en faire une

décharge.

Le sable a été exploité jusqu'à 12 m sous la surface du sol sur

16 ha.

A l'origine les déchets ont été mis dans la nappe.

E n 1958, la fosse en eau était remplie de déchets et recouverte

de terre.



D e 1950 à 1968, un petit incinérateur traitait certains déchets

pour réduire leur volume. Avant 1960, les déchets étaient

recouverts très épisodiquement. D e 1965 à 1972, le site était

couvert de terre journalièrement. E n 1971, la couverture

comprenait des cendres et des sables de fonderie. E n 1972, la

décharge était officiellement fermée et s'élevait de 4,5 à 9 m

au-dessus de la surface du sol.

La décharge recevait des déchets ménagers et industriels

(métaux et déchets de fonderies).

Les quantités déposées sont les suivantes :

- en 1949, 21.400 tonnes,

- en 1971,38 950 tonnes de déchets ménagers,

- en 1972, 50 160 tonnes de déchets ménagers,

- dans les 6 premiers mois de 1973, 25 910 tonnes de déchets

ménagers.


Quand la pollution de la nappe est apparue ainsi que la

migration des gaz, un plan de stabilisation de la décharge a

été développé. Seuls les tuyaux d'aération ont été installés.

Il n'y a jamais eu de programme de contrôle, l'extension de la

pollution n'a donc jamais été déterminée.

Cependant, à partir des puits pollués et en supposant que la

pollution se propage dans le sens d'écoulement de la nappe en

direction de la rivière, la surface génératrice de la pollution

était de 0,6 k m 2 .

Trois types de puits se sont révélés pollués : ceux de l'usine

alimentaire, le puits public d'alimentation n°14 et des puits

privés.

Sur les 4 puits de l'usine alimentaire, on observe en 1965 une

dégradation du goût et de l'odeur.

Les m ê m e s nuisances se retrouvent sur des puits privés

voisins.

8 - Résultats : 4 analyses chimiques opérées sur les eaux de ces puits

montrent une teneur élevée en solides dissous et en Fe.

Les puits ont été abandonnés.

6 analyses chimiques effectuées sur l'eau du puits

d'alimentation en eau potable n°14 ont révélé une



augmentation considérable des chlorures, M n , N a , N H 4 + de

l'alcalinité et des minéraux dissous et du Fe (fïg. 2).

D e plus, du méthane a été trouvé dans l'eau du puits.

Le puits a été abandonné en 1972.

Il n'y a pas eu d'analyses sur l'eau des puits privés qui ont tous

été fermés.

L'usine et la zone résidentielle ont été raccordés sur un réseau

de la ville.

E n 1974, l'Environmental Protection Agency (EPA) a obligé la

ville à mettre une couverture finale adéquate sur la décharge

pour réduire l'infiltration. C'est la seule action qui ait été

engagée pour réhabiliter le site.

Références : A n o n y m e - Leachate damage assessment. Case study of the

Peoples Avenue solid waste disposai site in Rockford, Illinois.

EPA:530:SW-517 - Juin 1976.



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Fig. 1 - Localisation de la décharge de Rockford

Fig. 2 - Analyses chimiques sur le puits d'alimentation en eau potable n°14

Evolution dans le temps. Décharge de Rockford



CAS 4

l - N o m : Décharge de Riverside.

2 - Localisation : Ville de Riverside, sur la berge de la rivière Santa Ana , en

Californie - Etats-Unis.

/ 3 - Climatologie : Pas d'indications.

4 - Géologie : La nature du terrain n'est pas indiquée ici mais il doit s'agir de

sables et graviers.

L'épaisseur de sol non saturé est de 3 m au m a x i m u m .

5 - Hydrogéologie

La décharge est située sur la berge de la rivière.

La direction d'écoulement a été déterminée : il se fait en

direction sud-ouest.

Le fond de la décharge est en contact avec le niveau de la

nappe.

L'aquifère supérieur est séparé d'un aquifère inférieur par une

couche d'argile et de silt.


La décharge a été mise en opération en 1920. Les déchets

accumulés avant 1938 ont été enlevés par les inondations cette

année-là. A partir de 1948, la décharge était contrôlée. Les

déchets étaient déposés dans des tranchées creusées jusqu'au

niveau de la nappe. Certains déchets ont été déposés

directement dans la nappe.


9 puits ont été implantés au travers de la décharge, en amont

et en aval, ce qui permet de localiser l'extension de la décharge

et l'extension du nuage de la pollution dans l'aquifère

supérieur. L'un des puits est foré jusqu'à l'aquifère inférieur

(fig.l).

Pour contrôler la qualité de l'eau souterraine, 23 puits tubes

ont été mis en place. Des échantillons étaient prélevés et

analysés périodiquement.



8 - Résultats : Les augmentations des concentrations les plus importantes

sont celles de Cl", N a + et S O 4 ' qui sont 10, 9 et 8 fois celles du

puits de contrôle. D e m ê m e , la dureté totale et l'alcalinité sont

3 fois supérieures à celles du puits de contrôle. L'eau est

contrôlée en 15 points en aval de la décharge : on observe une

augmentation des éléments minéraux, de la dureté et de >

l'alcalinité, mais moindre que directement sous la décharge

(tableau suivant).

Détermination

ppm

Dureté totale

Alcalinité

Calcium

Magnésium

Sodium

Potassium

Chlorure

Sulfate

Solides dissous

Puits de contrôle 0

311 277 95 17 75

4,7 73 74

523

Puits n°4 A

1046

740 244 102 652

40 773 577

2 990

Puits n°15 1600 m en aval

600 433 178

37 165

9 263 115

1065

Puits n°13 1200 m en aval

530 378 141 33 80 12 69

189 775

Par contre, les échantillons prélevés dans la nappe inférieure

ne révélaient aucune trace de pollution, ce qui dénote une

bonne protection par la couche d'argile séparant les aquifères.

Références : J.J. Coe - Effect of solid waste disposai on groundwater

quality. J A W W A Dec. 1970 - Vol. 62.


ETUDE DOCUMENTAIRE SUR LA POLLUTION DES EAUX 7 7 0 ^

Fig. 1 - Coupe de la décharge de Riverside et des nappes sous-jacentes

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Dissolved Soiids

Fig. 2 - Extension de la pollution de la nappe près de la décharge de Riverside

Fig. 3 - Profils de certains éléments dans l'eau de la nappe.

Décharge de Riverside


ETUDE DOCUMENTAIRE S UR LA POLL UTION DES EA UX

CAS 5

1 - Nom : Décharge de Azusa Rock.

2 - Localisation : Azusa (Californie) - Etats-Unis.

3 - Climatologie : 328 m m / a n de pluie en moyenne, de 1962 à 1965.

4 - Géologie : Le terrain est constitué de graviers.

5 - Hydrogéologie

La nappe est une nappe alluviale. Le niveau de la nappe est à

6 m . La vitesse d'infiltration dans le sol saturé est estimée à

6,6 cm/jour.


La décharge est installée dans une ancienne gravière. Il s'agit

d'une décharge expérimentale implantée à 600 m au nord de la

décharge principale. Les déchets sont entreposés depuis 1962.

Les déchets, soit 4 290 tonnes, sont composés de papiers,

pneus, déchets végétaux, verres, plastiques, déchets inertes et

ordures ménagères. Ils sont déposés en 3 couches de 1,8 m

d'épaisseur séparées entre elles par une couche de silt de 15 à

25 cm d'épaisseur. E n fin de remplissage, la décharge a été

recouverte par 40 cm de silt.


Dans cette étude, on suit le mouvement des gaz dans le sol

adjacent à la décharge. Trois puits de contrôle ont été mis en

place à des distances variables en aval de la décharge et un

réseau de puits d'échantillonnage mis en service dans tout le

voisinage de la décharge.

Le C O 2 libre a été mesuré dans les trois puits de contrôle.

8 - Résultats : La pluviométrie est corrélée avec l'apparition du C O 2 dans

l'eau souterraine. La concentration moyenne du C O 2 libre

dans la nappe est de 10 ppm. Cette concentration augmente de

7 à 8 fois à 30 m en aval de la décharge expérimentale puis



retrouve une valeur normale au bout de trois mois. A 60 m en

aval de cette m ê m e décharge, la concentration avait doublé, ce

qui est faible comme augmentation et est dû à une diffusion du

C O 2 dans l'eau.

Dans un puits situé 300 m en aval de la décharge principale,

l'augmentation de la teneur en C O 2 dans l'eau atteint

120 p p m . Cette teneur s'est maintenue à 90 p p m pendant trois

mois. Pendant cette m ê m e période, de l'eau prélevée dans les

3 puits de contrôle présentait une couleur, une odeur et une

turbidité caractéristiques d'un lixiviat.

Il n'y a pas eu de variations des constituants minéraux.

Références : J.J. Coe - Effect of solid waste disposai on groundwater

quality. J A W W A Dec. 1970 - Vol. 62.



120

Fig. 1 - Pluviométrie et CO2 dans l'eau souterraine.

Décharge expérimentale de Azusa Rock

Rapport BRGM-115 p.


CAS 6

l - N o m : Décharge de W e s t Kings ton .

2 - Localisation : Ville de South Kingston à Rhode Island - Etats-Unis.

3 - Climatologie : La pluviométrie moyenne est de 1 200 m m / a n , la température

moyenne de l'air est de 9,4°C. La recharge de la nappe

(infiltration) est de 460 m m / a n .

4 - Géologie : Le site est une plaine fluvio-glaciaire formée de graviers

surmontant des sables fins et grossiers. L'épaisseur de terrain

non saturé est de l'ordre de 9 m .

5 - Hydrogéologie

Le niveau de la nappe est enregistré en continu. L'écoulement

se fait en direction de Chipuxet River donc vers l'ouest.

La vitesse de la nappe est de l'ordre de 0,3 m/j .


Les graviers sont exploités depuis 1939. L'utilisation pour le

stockage de déchets date de 1951. La nappe affleure dans les

excavations les plus profondes. Depuis 1967, la décharge

n'accepte que les déchets inertes. La surface de la décharge est

supérieure à 24 000 m 2 .


Les puits 1 à 6 ont été implantés pour contrôler la qualité de

l'eau au voisinage immédiat ou sous la décharge, les puits 7 à

12 pour un pompage d'essai, et les puits 13 et 14 en 1974 pour

le contrôle de la qualité.

Les contrôles de qualité existent depuis 1924, et un puits situé

près de l'étang "Thirty Acre Pond" au sud-ouest de la décharge

a été abandonné en 1974 parce que les teneurs en M n y étaient

élevées. Les contrôles de qualité près de la décharge ont

débuté en 1973.



Sur les 6 puits, de diamètre 6,4 c m à tubage en acier, les

prélèvements se faisaient mensuellement de m ê m e que dans

les autres puits existants.

8 - Résultats : U n pompage d'essai a mis en évidence une pollution des puits

7,9,10,11 et 12.

Les mesures de résistivité ont été faites entre la décharge et

"100 Acre Pond".

O n a constaté que la direction d'écoulement avait varié, elle

était sud-ouest en 1959, puis au moment de l'étude elle est

ouest, en direction de l'étang "100 Acre Pond".

Ceci s'explique par l'excavation sous la surface de la nappe et

le remplissage par des déchets. La zone polluée a été délimitée

à l'aide de la conductivité.

U n autre indicateur de pollution est le Cl".

Les seuls ions qui dépassent les normes sont M n et Fe.

Références : W . E . Kelly - Groundwater pollution near a landfill. Journ.

Env. Eng. Div. Vol. 102 n°EE6 - Dec. 1976.



95 Niveau de la nappe

Fig. 1 - Localisation de la décharge

de West Kingston

7 • Localisation des puits

Fig. 2 - Localisation des puits de

prélèvements - Décharge de

West Kingston

100 • Conductivité spécifique Micromhos - 2 5 ' C

77. Chlorure lmg/1)

Fig. 3 - Décharge de West Kingston

Conductivités spécifiques moyennes

Fig. 4 - Décharge de West

Kingston - Mesures de teneurs

en chlorure, 1973

Rapport B R G M • 115 p. 43


CAS 7

l -Nom : Décharge de Brookins.

2 - Localisation : Sud Dakota - Etats-Unis.

3-Climatologie:

4 - Géologie : Les dépôts sont d'origine glaciaire. O n distingue du haut en

bas:

- 0 - 30 cm d'argile et silt,

- 30 cm à 1,80 m de sables et graviers,

-1,80 à 2,4 m de silt, argile et sable,

- 2,4 m à 3 m de sables et graviers avec argile,

- 3 m à 6,9 m de graviers avec sable et peu d'argile,

- plus de 6,9 m d'argile.

5 - Hydrogéologie

La surface de la nappe est à 1 m 90 sous la surface du sol. La

direction d'écoulement est sud-ouest. La perméabilité varie de

600 m/j à moins de 30 cm/j. Les vitesses ont été estimées de

90 cm/j à moins de 30 cm/j.


Il s'agit d'une gravière désaffectée. La surface du site est de

65 ha.

Les déchets sont répartis en trois ou quatre catégories et

déposés en plusieurs endroits.

Les matériaux combustibles sont brûlés avant d'être

compactés. Toutes les catégories de déchets sont

périodiquement compactées et recouvertes.

La décharge est limitée à sa gauche par un étang.


Dans une première phase d'étude en 1960, 11 puits ont été

implantés autour de la décharge pour déterminer le niveau de

la nappe, la direction d'écoulement et la qualité de l'eau. Des

échantillons d'eau étaient prélevés et analysés tous les 3 mois.

E n 1963 et 1964, la concentration de certains éléments ayant

44 Rapport BRGM-115 p.


augmenté, il a été procédé à la mise en place d'un deuxième

réseau. Onze nouveaux puits ont été implantés sur

5 emplacements supplémentaires.

Les échantillons étaient prélevés toutes les trois semaines ce

qui donne 6 échantillons différents pour chacun des 22 puits et

2 échantillons de l'étang. Les puits avaient différentes

profondeurs. Les paramètres sélectionnés étaient p H ,

conductivité, dureté, calcium, N a + , K + , Cl" et NO3".

8 - Résultats : Les puits situés en amont de la décharge servent de référence

pour la qualité de l'eau. Les puits situés en aval en périphérie

de décharge ont des teneurs élevées notamment en Cl" et en

Na+. La teneur en Cl" dans la zone de décharge est 50 fois celle de la

teneur en Cl" dans l'eau de la nappe non polluée.

La conductivité quant à elle est de 3 fois celle de l'eau

constituant le bruit de fond.

Références : J .R Andersen, J . N . Dornbush - Influence of sanitary Landfill

on groundwater quality. J A W W A n°4, vol. 69,1967.


Puits de contrôle

7,8 4 12,13

14

5,6 l

Eau de l'étang

15,16

20,21

18,19

22

pH

7,3 7,3 7,2 7,1

7,0

8,8

7,2 7,5 7,4 7,4

Nitrates (mg/1)

9,8 15,0

4,6 0

0

0

0 3,7 0 7,7

Chlorures mg/1

5,8 12,3

64,7

319,7

70,4

71,0

93,8

19,7

37,7

16,6

Conductivité spécifique

uhos

544 648 704

1695

1054

806

811 602 572 564

Dureté totale mg/1

302 346 369 578

558

278

367 323 293 307

Calcium mg/1

190 215 245 293

336

104

201 185 177 185

Alcalinité mg/1

243 242 270 471

401

178

279 210 229 218

Sodium mg/1

10,2

15,0

27,1

219,4

64,4

76,0

51,9

18,6

20,4

15,4

Potassium mg/1

0,16

0,10

0,54

2,79

0,63

1,85

0,43

0,16

0,14

0,13

Fe mg/1

0,07

0,02

0,04

4,35

0,06

0,22

0,38

0,16

0,25

0,26

Tabl. 1 - Qualité chimique de l'eau souterraine* dans les puits au voisinage de la décharge de Brookins. Février-Juillet 1965

* Les moyennes arithmétiques sont obtenues en combinant les valeurs de tous les échantillons des puits groupés, pour 6 dates pendant la période. Les puits de contrôle sont au nombre de 6 répartis en 2 emplacements.

C*3 • S

g t> o o c: s:

• - .

en Co

g > Ta O r-c-c: -a •~i

o Co

>


0 200 400

1 — 1 1 I

a

Fig. 1 - Plan du site de la décharge de Brookins

1,200

i.ood

,•» 800

600

400

200 y/,

-M m m

m m

Sodium

f~| M«gn

C O C.lcii

1M m Conlrol Wells

7.8 22,13.14 5.6 Pond 15.16,17 20,21 18,19 22

Fig. 2 - Représentation de la concentration moyenne en cation

suivant la localisation des puits

(février à juillet 1965 - Brookins)

Le graphique est établi en fonction de l'écoulement général de la nappe,

mais certains puits sont déplacés latéralement par rapport au flux central.

Pour une localisation donnée, les puits sont à différentes profondeurs



Fig. 3 - Décharge de Brookins.

Variations de la conductivité spécifique dans l'eau souterraine en décembre 1965

Les lignes en pointillé représentent les isohypses, les lignes pleines

la conductivité spécifique, en micromhos à 25°C.

Les points représentent les puits.

O n note des concentrations en ions maximales dans le voisinage

immédiat de la décharge, qui diminuent ensuite en aval.



CAS 8

l - N o m : Décharge de Llangollen ou de A r m y C r e e k .

2 - Localisation : 96 k m au sud-ouest de Wilmington (Nord-Caroline - Etats-

Unis).

3 - Climatologie :

4 - Géologie : La succession est la suivante :

- couche d'argile d'épaisseur moyenne 20 m pouvant varier de

0,3 m à 33 m . Cette couche a été enlevée pendant

l'excavation à 5 endroits, ce qui a rendu vulnérable la

couche sous-jacente,

- sables : Potomac supérieur,

- argile,

- sables : Potomac inférieur.

5 - Hydrogéologie

La nappe libre circule dans les sables de surface. Il existe par

ailleurs un aquifère captif, l'aquifère du Potomac supérieur

d'épaisseur moyenne 3 m (0,6 à 24 m ) . La transmissivité de la

nappe est 5,7.10-3 m2/s.

U n e deuxième nappe captive du Potomac inférieur,

d'épaisseur 1,5 m et de transmissivité 1,4.10-4 m2/s est séparée

de l'aquifère supérieur par une couche d'argile de 116 m .

L'aquifère du Potomac supérieur est un important réservoir du

comté de N e w Castle.

Les champs captants sont à 1 000 m au sud et sud-ouest de la

décharge. Les débits pompés dans chaque champ captant sont

de 5 700 - 7 600 m3/j. Ces pompages ont abaissé le niveau de la

nappe de 7 m et le cône de dépression a entraîné la migration

des polluants vers les captages.


La superficie occupée par la décharge est de 19 ha : 1 220 m de

long sur 275 m de largeur.

Elle est implantée sur une ancienne exploitation de sables et

graviers.



Les déchets déposés entre 1960 et 1968 étaient des ordures

ménagères et des déchets industriels. Le volume est de

1,4.106 m 3 et l'épaisseur est de 6 m . Environ 30 % du volume

est situé sous la surface de la nappe quand elle est à son niveau

le plus haut. L'enfouissement des déchets est effectué d'est en

ouest et au départ, les déchets ménagers et déchets liquides

étaient déversés dans l'eau.

La décharge a été couverte par 0,6 m de sable en 1970.


Le réseau de contrôle comportait 12 puits de 15 c m de

diamètre, 46 puits de 10 c m de diamètre avec tubage acier, et

19 puits de 2,5 c m de diamètre, en P V C , avec des profondeurs

comprises entre 3 m et 53 m , tous situés au sud et au sud-ouest

de la décharge. D e plus, on a implanté 15 tubages en P V C dans

la décharge et 33 puits de 3 c m de diamètre à la périphérie de

la décharge.

8 - Résultats : - La teneur en Cl- s'est avérée très élevée en 1973, à 800 m en

aval de la décharge. Les mesures effectuées sur un profil ont

montré un nuage d'épaisseur de 25 m qui avait traversé la

couche d'argile vraisemblablement aux endroits où elle

avait été enlevée.

Sept puits de 25 c m de diamètre ont été mis en place pour

récupérer le polluant entre la décharge et le champ captant

en créant deux cônes de dépression supplémentaires par

pompage. Ces deux cônes empêchaient la migration de la

pollution en direction du champ captant.

- Des analyses de polluants organiques ont été faites dans le

lixiviat de la décharge, dans l'eau des puits de récupération

et dans l'eau de boisson. 25 composés volatils et extractibles

ont été identifiés. D e plus 23 produits volatils non

identifiables étaient présents.

Dans le lixiviat de décharge la teneur en produits

organiques est de 983 mg/1 ; elle est de l'ordre de 429 p.g/1

dans les puits de récupération et de 36 pg/1 dans le plus

pollué des puits d'alimentation en eau. Dans ce puits, les

teneurs en toluène, benzène et trichloroéthylène sont

significatives.



Les composés les plus fréquememnt rencontrés comme le

benzène, le dichloroéthane et le toluène sont dus aux déchets

industriels, tandis que acétone, butanol et pentanol

résultent de la fermentation biologique. Les composés

organiques diminuent quand on s'éloigne de la décharge.

Références : F . B . Dewalle, E . S . K . Chian - Détection of trace organics in

well water near a solid waste landfill. Journal A W W A - Avril

1981.



i i i i i i i i 0 100 200 300 400 100 «00 700 «00

OttlftC* Downttrum f fofn 1h« IMnctm—4n

Fig. 1 - Décharge de Llangollen

Courbes des concentrations en chlorure à différentes profondeurs

Fig. 2 - Décharge de Llangollen

Localisation de différents puits de contrôle et d'alimentation en eau

et niveaux piézométriques de la nappe (en pieds) autour de la décharge

52 Rapport B R G M - 115 p.


CAS 9

l - N o m : Décharge de L a n t a n a (Floride).

2 - Localisation : Comté de Palm Beach au sud de la Floride - Etats-Unis.

3-Climatologie:

4 - Géologie : Le terrain est formé de sables fins non consolidés de la surface

à 20,4 m de profondeur, et de sables avec lits de grès et

calcaires jusqu'à 66 m . L'épaisseur de terrain non saturé est de

2,7 m .

5 - Hydrogéologie

La nappe superficielle s'écoule vers l'est en direction d'un lac.

Les fluctuations du niveau de la nappe sont d'environ 30 c m

dans cette zone.

L'aquifère est formé de deux parties, une couche de sables non

consolidés surmontant une couche de sables - grès et calcaires.


La superficie de la décharge est de 101 ha. La décharge est

établie dans une ancienne sablière. Le remplissage a

commencé en 1968. Les déchets ont été mis dans des

excavations jusqu'à 6 m sous la surface et par conséquent dans

la nappe. Il s'agit d'ordures ménagères et déchets inertes

compactés. La hauteur de la décharge est de 12 à 15 m au-

dessus du niveau du sol.

Certaines excavations ont été utilisées comme bassins de

dépôt de boues. Les déchets étaient compactés journalièrement

et une couverture était appliquée.


La pollution a été détectée par des mesures de résistivité et

par analyses de l'eau.

Les mesures géophysiques ont été entreprises en 1985 pour

définir l'extension du nuage de pollution à l'est de la décharge.

La zone d'étude a une superficie d'environ 390 m X 1 050 m .



Les mesures de résistivité de surface sont recueillies en

13 points, de m ê m e que celles des sondages électriques.

Le contrôle de la qualité de l'eau est effectué sur 15 puits et sur

3 sites pour les eaux de surface. Les puits ont des profondeurs

variables, de 6 m à 66 m pour le plus profond.

Les éléments mesurés étaient le Cl", les métaux lourds, le

carbone, les solides dissous et les éléments nutritifs (NH4 + ,

N O 3 - , nitrite, phosphate, carbone organique).

8 - Résultats : Les mesures géophysiques permettent de délimiter la

pollution verticalement en profondeur et latéralement vers

l'est.

La valeur de résistivité diminue en profondeur, elle passe de

50 ohmmètres à 6 m de profondeur, à 30 ohmmètres à partir de

20 m de profondeur.

La valeur de 30 ohmmètres est prise c o m m e limite du nuage.

Le nuage s'étend à l'est de la décharge en direction du lac

jusqu'à 90 m et jusqu'à une profondeur de 9 m sous la

décharge.

E n ce qui concerne les analyses chimiques les teneurs en Cl" au

voisinage de la décharge sont supérieures à 20 mg/1 (mesure

du bruit de fond) dans 11 puits et supérieures à 50 mg/1 dans

6 puits. La teneur en Cl" diminue quand on s'éloigne de la

décharge et quand on descend en profondeur. La teneur

maximale rencontrée est de 265 mg/1 à 16,5 m de profondeur.

Les teneurs en N H 4 + et en solides dissous sont importantes :

5 puits ont des teneurs en N H 4 + supérieures à 30 mg/1 tandis

que 8 puits ont des teneurs en solides dissous supérieures à

500 mg/1 .

La concentration en B a dépasse 300 ug/1 dans 3 puits, celle du

Cr dépasse 50 ug/1 dans 2 puits, celle du Fe est supérieure à

5 000 ug/1 dans 4 puits, celle du M n est supérieure à 50 ug/1

dans 5 puits et celle du Zn est supérieure à 50 ug/1 dans 2 puits.

Observations : Il peut y avoir eu infiltration de l'effluent jusqu'à 21 m de

profondeur dans la nappe c o m m e l'indiquent les teneurs

élevées en Cl" et la conductivité à ce niveau.



Références : S . M . Russell, A . L . Higer - Assessment of groundwater

contamination near Lantana Landfill, Southeast Florida.

Groundwater vol. 26, nc2, mars - avril 1988.

RapportBRGM-115p. 55


_L- 1 i_

• • • «f « • •

*0 l M t M |

J-

M g . 1 - Décharge de Lantana

Localisation de la zone d'étude à l'est de la décharge

ii

L W - W I s L I

L W - 1 « M t 0 | • (J)

««o rtef

100 MCTCftt

EXPLANATION

O M O U M O - V A T C * t*w#CINO tlTC.

P0-1«1t/30 U*»tft NUHlfR lt WCIL * HUWIfN. IOWER NUMIËN

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OtMCCT CU«HENT RCaitTtVITT IOU«0itta «ITC

LOCATION O * QCOfLCCTfllC ciioat accTio«

Fig. 2 - Localisation des points de contrôle de l'eau souterraine

et des eaux de surface et des mesures de résistivité à l'est

de la décharge de Lantana

Rapport BRGM-115 p.


1**4 Ç « H *l

S T U O Y A R E A

niio' m*ai

IOO u lTcm

EXPLANATIOM

OftOUMO-WATEft SAMPltNO • ITE.UPFCW MUUtlft i% CHkOftIOf COMCf NTNATIOU. IM MIILIOHAUS PfA tITCH. L O W C H HV. I IH 19 «ILL OIPTH. m n u .

IU«fACC-WATtR l a . ' H H a airt

Fig. 3 - Distribution des concentrations en chlorures, le 21 mai 1985,

à l'est de la décharge de Lantana

.y i*c£. »»* ft&

»oo 30°

,J00

UPPER VIËW-LOOKINQ FROM THE SOUTHEA3T L O W E H VIEW-LOOKINQ FROM THE SOUTHEAST

Fig. 4 - Distribution des concentrations en chlorures supérieures

à 50 mg/1 à l'est de la décharge de Lantana



CASIO

l - N o m : Décharge de B o l d a n .

2 - Localisation : 6,4 k m au nord de Irwin à Penn Township, Westmoreland

County en Pennsylvanie (Etats-Unis).

3 - Climatologie : Pas de renseignements.

4 - Géologie : Le socle est formé de shales et grès, et du charbon de

Pittsburgh.

5 - Hydrogéologie

La décharge est sur une hauteur entourée de vallées. Le

mouvement de l'eau se fait à la fois vers l'est et l'ouest dans la

rivière Brush Creek. Le niveau de la nappe dans les puits forés

autour de la décharge (puits 2 et 3) est à 5 m sous la surface du

sol. La décharge est dans la nappe au puits 4 et au-dessus de la

nappe au niveau du puits 1.

6 • Caractéristiques de la décharge

Elle est située dans une ancienne mine de charbon désaffectée.

La fosse originale avait environ 1,6 k m de long, 30 m de large

et 9 m de profondeur.

L'utilisation c o m m e décharge date de 1962.

A u départ, la fosse a été remplie puis la décharge s'est étendue

en dehors de la fosse sur une grande surface.


Mise en place de 4 forages dont deux sont implantés dans la

décharge ; le troisième est situé au nord de la décharge, le

quatrième étant placé à l'ouest. Des échantillons d'eau de la

nappe sont prélevés dans un puits de ferme voisin. O n prélève,

par ailleurs, des échantillons d'eau dans une source et dans la

rivière.

Les échantillons ont été prélevés pendant deux ans.

8 - Résultats : Le puits n°3 sert de référence. L'eau n'est pas polluée par la

décharge en ce point.



Dans le puits n°2 situé en aval de la décharge, les teneurs sont

élevées en Fe, D C O , N H 4 et Cl\

Le lixiviat de la décharge a affecté la nappe jusqu'à au moins

30 m de la décharge (Cl : 380 à 760 mg/1).

L'eau des puits situés dans la décharge est évidemment

fortement polluée (Cl : 1 400 mg/1).

Le puits et la source de la ferme n'étaient pas pollués.

Par contre, on note une pollution des eaux de surface par les

eaux de ruissellement en provenance de la décharge.

Références : J . H . Emrich, R . A . Landon - Investigations of the effect of

sanitary landfïlls in coal strip mines on groundwater quality.

Pennsylvania Dpt Env. res. Bureau of water quality

management. Publ. n°30,1971.


Localisation

E a u souterraine

Puits 1

Puits 2

Puits 3

Puits 4

Puits à la ferme

Source à la ferme

Date

4/9/69

4/9/69 3/12/69 15/7/70 26/3/71

4/9/69

4/9/69 3/12/69 15/7/69 26/3/71

4/9/69

4/9/69 3/12/69 15/7/69 26/3/71

4/9/69

4/9/69 3/12/69 15/7/69 26/3/71 31/7/69

31/7/69 26/3/71

pH

7.1

7.2 6,0 6,8 6.6

5,9

5,9 4,5 7,0 7,0

6,5

6,5 4,5 6,9 7,4

6,0

6,0 6,3 7,7 7.8 7.5

6.5 7.2

Alcalinité

-

90 34

-

920 870

-

226 180

-

2.400 2.500

224

Fe total

1,6

15,0 6,6

29,5 36

20,0

30,0 172

69 82

12

6 2,2

35,0 115,0

1.000

1.200 1.040

13,4 10,0

0,2

1.2 0,4

S04

98

65 12 11

5

51

21 30

4 34

921

1.180 750 800 310

24

12 15

4 23 28

181 220

Cond . Spec.

1.600

1.300

1.100 1.050

2.600

2.600

2.400 2.800

2.000

2.500

1.700 1.150

8.000

8.000 +

7.000 7.000 1.200

95 1.000

I)BO

355

185 30 53 28

20

22 80 34 40

2

0,3 40,0

14 34

9.400

9.400 8.500

95 28

4,4

1.1 1.0

DCO

-

63 88

-

137 167

-

48

-

502 450

16

N H 3 - N

0,32

0,32 0

0,08 0,28

1,0

1.0 0,80 0,40 1,20

0,64

0,64 0,16 0,08 0,16

320

320 360 240 220

0,32

0,32 0,00

Cl

246

262 260 885 240

250

420 485 380 760

22

6 13 12 12 '

1.300

1.400 1.080

885 760

82

29 22

Tabl. 1 - Qualité de l'eau - Décharge de Boldan


Fig. 1 - Vue en plan de la décharge de Boldan.

Localisation des points d'échantillonnage



CASH

1 - N o m : Décharge de Arnold.

2 - Localisation : Arnold (Missouri) à 25 k m au sud-est de Saint-Louis - Etats-

Unis.


4 - Géologie : Calcaire fissuré et karst surmontant un niveau plus argileux.

Une faille associée à une structure monoclinale en direction

sud-est intercepte le système de drainage de la rivière

Romaine Creek.

5 - Hydrogéologie

Il s'agit d'un système karstique.

La source de Kohi Spring est située à 1,5 k m au nord de la

décharge.

Des traçages à la rhodamine W t ont été faits pour établir une

relation entre la décharge et la source : ils se sont révélés

inefficaces. Par contre, un traçage au LiBr a établi une

relation certaine entre la décharge et la source (fig. 1). Le

temps d'arrivée était de 4 jours et le temps m a x i m u m de 6

jours.


Décharge contrôlée recevant 500 tonnes par jour. Pas d'autres

informations.

Décharge antérieure à 1970.


La source de Kohi Spring est devenue noire et chargée en S H 2 .

L'eau polluée a tué les poissons dans un étang voisin en 1969.

L'étude a démarré en 1971.

O n a été amené à déterminer si la pollution était due à la

décharge ou aux fosses septiques et eaux usées des habitations

proches de la source.

Différentes méthodes ont été utilisées :



- traçages à la rhodamine W T puis au LiBr,

- étude des variations de la chimie des eaux en fonction des

variations de la pluviométrie,

- application de modèles de dilution entrée-sortie,

- analyses chimiques des eaux de sources servant de

référence, de l'eau de la source Kohi Spring et des effluents

de la décharge,

- étude du rapport N / P .

8 - Résultats : - Le traçage au LiBr a établi la relation décharge - source de

Kohi Spring (fig. 1).

- A Kohi Spring, le niveau de la charge organique augmente

quand la pluie augmente. Par contre, N a et Cl diminuent

quand la pluie augmente (dû à la dilution) et augmentent

quand le temps est sec (fig. 2).

- O n calcule la quantité d'eau ayant la qualité du bruit de

fond qu'il faut pour diluer l'effluent de la décharge jusqu'à

obtention des concentrations trouvées à la source polluée.

O n compare les valeurs calculées aux valeurs mesurées.

Quand il y a une bonne corrélation pour les polluants qui ne

se transforment pas, ce qui est le cas pour Cl, N a , K , on

admet que la décharge et Kohi Spring sont en relation.

- Les analyses chimiques des eaux montrent une faible

salinité des eaux constituant le bruit de fond. A Kohi

Spring, les teneurs en N a et Cl sont dix fois plus élevées que

dans les eaux constituant le bruit de fond (tableaux 1 et 2).

La teneur en métaux lourds est élevée à Kohi Spring en

comparaison de celle des eaux constituant le bruit de fond

(tableaux 3 et 4). Les effluents de décharge étaient très

chargés en carbone organique total et carbone organique

dissous, N H 4 - N et en métaux traces, résultats conformes

aux analyses d'effluents de décharges d'ordures ménagères.

- Le rapport N minéral/P total dissous dans les effluents de

décharges est très différent de celui que l'on obtient dans les

eaux usées ; en effet, dans les effluents de décharge ce

rapport est supérieur ou égal à 20, tandis que dans les eaux

usées il est de l'ordre de 1 à 6. A Kohi Spring N / P = 55 à 425.



Il faut être prudent quant à l'utilisation de ce rapport pour

identifier une source de pollution (contexte géologique). E n

milieu karstique, il peut être utilisé.

R e m a r q u e s : Site mal choisi - apparemment sans aucune étude préalable.

Les auteurs de l'étude proposent de faire des injections de

ciment dans les conduits karstiques.

Références : J.P. Murray, J .V . Rouse, A . B . Carpenter - Groundwater

contamination by sanitary landfill leachate and domestic

wastewater in carbonate terrain: principal source diagnosis,

chemical transport characteristics and design implications.

Water res. Vol. 15 n°6,1981.



Kchantitlon

Date

T C

P H

Ca

Mg

Na

K HC<V Cl

S04

H2SDt

N O 3 - N

N O 2 - N

N H 4 - N

PO4P

Pu+ +

Bi

14/7/71

13

6.86

90

16

4.8

0.7

251 8

33

<0.01

0,70

< 0.002

0.08

0.03

-

Ba

14/7/71

14 6.92

97

15

5,8

1.0 263

20

35

<0.01

1,20

< 0,002

0.12

0.05

0,05

B3

9/8/71

14 6,82

81

14

3,2

0,8

235 8

28

<0,01

2,0

< 0,002

0,12

0.10

1.85

B 4

22/8/71

18 7,37

71

14

3,0

0.7

214

23

25

<0,01

0,68

< 0.002

0,02

0,10

0,11

B 8

9/10/71

15 7,45

66

19 5,4

0,83

221

9

20

<0,01

1.7 < 0,002

<0,01

0,02

0,02

* CO3 est inférieur à 1,0 mg/1 pour tous les échantillons t Sulfure dissous total des échantillons filtrés en mg/1 H2S + + Phosphore dissous total des échantillons filtrés

Tabl. 1 - Analyses de l'eau constituant le bruit de fond de la zone de Kohi Spring (Bl à 5) -Résultats en mg/1 sauf indications

Echantillon

Date

T°C

PH Ca Mg

Na

K

HCO3

CO3 OB*

Cl

SO4 H2SDt NO3-N

NO2-N NH4-N

PO 4P

P D *

K ,

29/7/71

14

6,30

154 36

57

16

740 < 1

18

116

18 0,65

0,28

0,005

27 0,19

0,50

K 2

13/9/71

12,5

6,33

147 36

62

20

725 < 1

101

130

10 0,12

0,03

< 0,002

34 0,03

0,08

K3

9/ iom

13 6,50

139 34

138

21

778

< 1 32

147

11 0,06

1,02

0.007

28 0,34

0,40

K 4

10/11/71

13 6,62

140 36

144

22

644

< 1

13 144

2

<0,05

0,10

0,003

35 0,50

-

K 5

14/12771

14

6,40

118 23

71

21

300 < 1

93

110

< 2

1,75

<0,01

< 0.002

17 0,08

0,08

U

8/8/71

33

5,90

1570

335

740

340

2 600

< 1

9 000

4 300

600

-7 0.8

672 <0,1

26

u 12/11/71

15 8,32

73 236

2 900

235

1516

7,3

583

1840

125 .+ +

<0.1 <0,02 270 <0,25

1 0,3

* Les autres mesures de tampon sont en mg/1 d'équivalents H C O 3

t Sulfures dissous totaux dans les échantillons filtrés en mg/1 H2S

+ + Technique analytique inapplicable, en L2 :13 mg/1 après filtration

§ Phosphore dissous total après filtration

Tabl. 2 - Analyses de l'eau de Kohi Spring (Ki à 5) et de l'effluent près de la décharge (L| - 2) - Résultats en mg/1


Kchantillon

C O D + CD+ +

Cor Coi)

Crp CrD

CuT

CuD

FeT Fe2 +

Mni)

M O T

NiT

Nin

Pbr PbD

ColiformsmH

B't

-

1.0 -

--

<0,01

-<0,03

-

-<0,01

--

<0.02

-<0,03

< 10

B 2

-

<0,5

-

-

-<0,01

-0,03

-<0,03

<0,02

--

<0,02

-<0,03

50

H 3

5 < 0 , 5

0,12

0,02

0,12

<0,01

<0,01

<0.01

0,50

0,13

0,14

<0,05

0,10

0,04

0,39

0,04

150

H 4

< 1

< 0 , 5

0,07

0,02

0,01

<0,01

<0,01

<0,01

0.40

<0,02

<0.01

<0,05

<0,02

<0,02

0,17

0,04

2

«5

< 1

< 1

<0 ,02

<0,02

<0,01

<0,02

0,01

<0,01

0,26

<0,01

0,01

<0,05

<0 ,02

<0,03

0,07

<0,03

4

* B i est pris dans unpuits, B2.5 dans sources

t C O T est 5 mg/1 pour B3 ,7 mg/1 pour B4

+ + Carbohydrate dissous en mg/1 glucose

Tabl. 3 - Analyses de l'eau formant bruit de fond au voisinage de Kohi Spring - Résultats en mg/1

T : concentrations en métaux dans échantillons bruts - D : conc. métaux des échantillons filtrés

Echantillon

C O D + CD+ +

Cor

CoD

Crr Cr0

C U T

CuD

Fex Fe2 +

Mno M O T

NiT

NiD

Pbr

PbD ColiformsmN

Ki

23* 9 0,09

0,03

0,04

0,01

0,06

0,03

6.2

4,35

4,09

<0.05

<0,05

0,11

0,05

0,63

0,05

400

K 2

50* 13 0,68

0.04

0,28

<0,01

0,12

0,02

9.0

1,10

2,90

0,15

<0,05

0,14

0,04

0,14

0,03

-

K 3

45 48

0,04

0,02

0,02

<0,02

0,01

<0,01

6,0

0,59

5,24

0,03

<0,05

0,10

0.08

-0.18

1 »

K4

25 8

-0,07

-<0,02

-0,01

-5,50

4,75

-<0,05

-0,05

-0,07

9

K 5

-

5 0,04

<0.03

0,04

<0.03

0,07

0,01

8,7

7,70

3,45

0,40

<0,05

0.11

0.07

0,13

0.07

-

L |

4 700*

258

1.3

< 1,0

0.4 0,3

0,6

0.3

1130

614 38,2

1.5 -1,26

0,70

0.5 0.3 3

L 2

900*

145

< 0 , 2

<0 ,3

0.2 <0,1

0,3

0.4

155

9.0 <0.2

0.2 <0.5

0,38

0,35

0.32

< 0 , 2

1

* Les valeurs C O T étaient identiques avec les valeurs de C O D pour K | , K2.11 350 mg/1 pour L et 920 mg/l-i pour L2

T Carbohydrate dissous en mg/1-1 glucose

Tabl. 4 - Analyses des eaux de Kohi Spring (Ki. 6) et d'effluents (L| . 2) près de la décharge - Résultats en mg/1

66 Rapport B R G M - 1 1 5 p.


Fig. 1 - Décharge de Arnold

Carte des alentours de Kohi Spring

SP : lagunage d'eaux usées

Bl à B 5 : échantillonnage pour mesure du bruit de fond

Fig. 2 - Evolution de la qualité chimique de l'eau de la source Kohi Spring,

en fonction de la pluie

Q : débit de la source

P5 : pluie moyenne en 5 jours à Lambert Field,

Missouri. Mesure en mg/1



CAS 12

1 - N o m : Borden - Canada

2 - Localisation : 80 k m au nord-ouest de Toronto (Ontario) - Canada

3 - Climatologie : Température moyenne journalière : 6,5°C (12°4 C à 0°6C), avec

des températures extrêmes de + 36°7 et - 41,1°C.

Pluviométrie totale moyenne : 828 m m / a n .

4 - Géologie : Le terrain est constitué de sables fins moyens à grossiers avec

quelques lits silteux.

L'épaisseur de terrain non saturé est inférieure à 7 m .

5 - Hydrogéologie

L'aquifère libre circule dans les sables fluvio-glaciaires. La

nappe repose sur un niveau d'argile 15 à 30 m d'épaisseur.

La perméabilité de la nappe est de 10-5 m/s .

Le niveau de la nappe est proche de la surface du sol sous la

décharge.

La profondeur maximale du niveau piézométrique est de 9 m .

Les fluctuations de niveau sont comprises entre 1,2 et 0,5 m .

La porosité est de 38 %.


La décharge a été opérationnelle de 1940 à 1976.

Le site n'était pas aménagé jusqu'en 1973. Les déchets

entreposés étaient périodiquement brûlés et recouverts de

sable. De 1973 à 1976 l'exploitation s'est faite avec des

techniques modernes de mise en décharge.

La superficie de la décharge est de 5,4 ha.

L'épaisseur des déchets est de l'ordre de 5 à 6 m .

E n 1976, en fin d'exploitation, la décharge a été recouverte de

sable.

Les déchets se trouvent au-dessus du niveau de la nappe, sauf

de fin mars à juin quand le niveau de la nappe remonte.



A l'aide de sondages, on a établi que 80 % des déchets

consistaient en cendres, bois, débris de construction. Le reste

des déchets est composé d'ordures ménagères.


E n 1974,51 piézomètres ont été implantés en 26 points : ils ont

mis en évidence une pollution de la nappe superficielle, mais

non de la nappe profonde utilisée pour l'alimentation en eau.

E n 1976, après abandon de la décharge, un important

programme de recherche a été décidé avec implantation de

69 piézomètres supplémentaires.

A u total, de 1974 à fin 1979, 134 piézomètres pour mesure du

niveau de la nappe étaient implantés de m ê m e que

14 piézomètres pour prélèvements d'eau et 29 préleveurs à

niveaux multiples.

E n août 1979, 600 échantillons étaient disponibles pour des

mesures de conductivité et de teneur en Cl.

Il a été possible d'établir la carte piézométrique et les profils

de température au voisinage de la décharge.

8 - Résultats : - Le Cl qui n'est pas réactif est un bon indicateur de

pollution.

La teneur en Cl est de 10 mg/1 dans l'eau de la nappe et passe

à plus de 500 mg/1 autour de la décharge.

Les cartes Cl et conductivité ont été établies avec les valeurs

maximales obtenues à chaque site de prélèvement à plusieurs

niveaux.

La concentration maximale en Cl est située au milieu de

l'aquifère à 50 - 160 m en aval de la décharge et le m a x i m u m

du nuage se trouve à 214 m .

La délimitation du nuage a été confirmée par les mesures de

SO4 . Les teneurs en SO4 sont très élevées, elles passent d'un

bruit de fond de l'ordre de 25 mg/1 à des teneurs de 2 060 mg/1

sous la décharge.

La zone polluée par la décharge s'étend sur 700 m au nord en

aval et à 200 m latéralement à l'est et à l'ouest de la décharge.

La pollution par le Cl atteint toute l'épaisseur de la nappe

alors que la pollution par SO4" ne s'étend pas aussi

profondément.



Les processus biologiques engendrent une augmentation de

température sous la décharge. La zone de température élevée

(11°) s'étend jusqu'à la base de la nappe et correspond à la zone

de pénétration de Cl et S O 4 . La température tombe à la

valeur du bruit de fond à 150 - 200 m en aval de la décharge.

Observations : Le déplacement du nuage de pollution est dû au gradient, à la

densité élevée de l'eau polluée, à la faible viscosité dans la

zone de température élevée.

Bien que dans ce cas, contrairement aux cas notamment de

Babylon et Islip, la nappe soit au-dessous de la base de la

décharge, cela n'a pas empêché la pollution. O n attribue cette

pollution ici au fait que la couverture sableuse sur la décharge

n'empêche aucunement l'infiltration de la pluie au travers de

la décharge, d'où la production importante de lixiviat. A noter

que la décharge est implantée sur une épaisseur faible de

sables.

Références : D . S . M a c Farlane, J .A. Cherry, R . W . Gillham, E . A . Sudicky -

Migration of contaminants in groundwater at a landfill: a case

study. 1 - Groundwater flow and plume delineation. Journ. of

Hydrology, 63 (1983) 1 - 29.



Fig. 1 - Décharge de Borden

Distribution de la conductivité électrique (us/cm) et des chlorures (mg/1) ;

contours basés sur les valeurs maximales dans le nuage à chaque point

d'échantillonnage sur plusieurs profondeurs

Fig. 2 - Distribution de la température suivant une section longitudinale

sous la décharge de Borden



ELECTRICAL C0W5UCTANCE (/lS)

AUGUST 1979

®

Fig. 3 - Conductivité électrique (ps/cm), chlorures (mg/1) et sulfates (mg/1)

suivant la section longitudinale. Décharge de Borden



CAS 13

1 - N o m : Décharge de North Bay.

2 - Localisation : A 7 k m au nord de la ville de North Bay, 290 k m au nord de

Toronto, Ontario, Canada.

3 - Climatologie :

4 - Géologie : Le terrain est formé par 10 à 25 m de sables fluvioglaciaires

reposant sur une mince couche de moraine argileuse

recouvrant elle-même le socle formé de gneiss.

5 - Hydrogéologie

La nappe libre dans les sables s'écoule en direction du sud-

ouest, affleure dans une sablière abandonnée et resurgit dans

des sources près de la rivière Chippewa à 700 m en aval. Le

matériau aquifère est formé principalement de sables moyens

avec intercalations de sable silteux et de graviers.

La perméabilité mesurée est de 3.10-7 m/s pour les couches

silteuses et de 1.10-4 m / s pour les sables grossiers, soit une

moyenne de 5.10-5 m/s . La vitesse moyenne d'écoulement est

de 75 m / a n (0,20 m/j).


La décharge reçoit des déchets ménagers depuis 1962 sur une

superficie de 28 ha. Quelques boues ont été mises en décharge

depuis 1982 mais avec très peu de matériau industriel. Il s'agit

d'une décharge contrôlée.

7 • Mise en évidence et moyens de contrôle de la pollution

U n réseau de 25 piézomètres permettant les prélèvements à

niveaux multiples a été mis en place ; il correspond à 285

points d'échantillonnage.

8 - Résultats : L'extension latérale de la pollution est déterminée par les

niveaux élevés en Cl" et à un degré moindre par les niveaux



élevés du C O T (carbone organique total) et du C O D (carbone

organique dissous).

La pollution se déplace vers la sablière puis les sources.

Elle est également plus importante en profondeur au

voisinage de la décharge.

Parmi les composés organiques identifiés, on trouve principa

lement des hydrocarbures aromatiques, en particulier le ben

zène. La biotransformation fait que 1-1-1 trichloroéthane et

trichloroéthylène sont limités au voisinage immédiat de la dé

charge.

La teneur en métaux dans les eaux était faible.

Références : J.F. Barker, J.S. Tessmann, P . E . Plotz, M . Reinhard - The

organic geochemistry of a sanitary landfill leachate plume.

Journ. of Contaminant Hydrology 1 (1986).



O 200 «00 eOO 1200 16O0

Fig. 1 - Décharge de North Bay

Concentrations maximales en chlorure (à gauche)

et en carbone organique total dans les piézomètres à plusieurs niveaux (points)

Fig. 2 - Distribution des concentrations en carbone organique total

le long du profil A A '

Décharge de North Bay



CAS 14

1 - N o m : Décharge de Herta Road.

2 - Localisation : 8 k m au nord-ouest de Perth (Australie).

3 - Climatologie : Pluviométrie annuelle : 939 m m en 1974 ; 711 m m en 1976.

Evaporation annuelle moyenne : 1 710 m m .

4 - Géologie : Succession de sables, tourbe, argiles, calcaires, sables d'origine

éolienne ou marine. L'épaisseur maximale de la tourbe à

Herta Road est de 3,5 m .

Il s'agit d'un ancien marais. La tourbe a été exploitée.

5 - Hydrogéologie

La tourbe et l'argile ainsi que la décharge sont partiellement

saturées.

La perméabilité dans le niveau de tourbe est inférieure à celle

des sables sous-jacents. Le régime d'écoulement dans ce

niveau est indépendant de celui rencontré dans les sables.

L'aquifère constitué par les sables s'écoule vers l'ouest, mais

les fluctuations saisonnières de la nappe peuvent modifier la

direction d'écoulement. Ces fluctuations saisonnières ont une

amplitude de 0,6 à 1,25 m .


La décharge est implantée sur la tourbe et a une épaisseur de

4,3 m .

La décharge reçoit des déchets ménagers, des déchets de

construction, pneus, vieilles voitures.

Les déchets industriels et les effluents de fosse septique sont

interdits depuis 1970, mais le site fonctionne depuis 1962.

La décharge occupe une superficie de 32 ha, sur l'ancien

marais en partie drainé.

7 • Mise en évidence et moyens de contrôle de la pollution

O n dispose d'un puits de contrôle en bordure amont de la

décharge. Les analyses de ce puits H R l sont prises comme



bruit de fond ainsi que les analyses provenant des puits JS 1 à

JS4. A l'intérieur de la décharge, 4 puits de contrôle sont implantés

sur une direction transversale à la décharge.

Les puits ont une profondeur allant de 4 à 37 m .

Les mesures de niveau sont mensuelles et des prélèvements

pour analyses sont effectués régulièrement.

D e plus, des prélèvements sont effectués dans une série de

puits situés en aval.

8 - Résultats : L'eau, en provenance des 3 forages situés à l'intérieur de la

décharge, a une concentration trois à onze fois supérieure au

bruit de fond pour les solides dissous, le Cl' (229 mg/1), C a

(271mg/l) M g (48 mg/1), N a (179 mg/1) et K (128 mg/1). Le

facteur dépasse 40 pour H C O 3 (1 740 mg/1) et 350 pour N H 3

(141 mg/1).

La concentration en phénols peut atteindre 0,012 mg/1 et celle

des détergents 0,12 à 0,28 mg/1.

La concentration en phénols est 12 fois plus élevée que la

norme O M S .

Les métaux lourds sont inexistants sauf la concentration en Fe

qui atteint 27 mg/1 sauf sous la décharge.

Les concentrations élevées en certains éléments dans l'eau de

la tourbe résultent à la fois des effets dus à l'évaporation et de

l'influence de la décharge.

Tous les traceurs montrent une diminution de concentration

en fonction de la profondeur. O n en conclut que l'influence de

la tourbe combinée à la dilution dans l'aquifère principal

abaisse les concentrations à des niveaux acceptables au

moment de l'étude.

Références : T . T . Bestow - The movement and changes in concentration of

contaminants below a sanitary landfill, Perth, West Australia.

Symposium oct. 1977 à Amsterdam. Effets de l'Urbanisation

et de l'Industrialisation sur le régime hydrologique et la

qualité de l'eau.

Rapport B R G M • 115 p. 77


R E f E K E N C C

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Fig. 1 - Décharge de Herta Road.

Localisation des forages à Herta Road et John Street



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Fig. 2 - Décharge de Herta Road.

Distribution de différents éléments chimiques exprimée en %

de la concentration moyenne dans le forage H R 2 à la profondeur D


ETUDE DOCUMENTAIRE SUR LA POLLUTION DES EA UX

CAS 15

1 - N o m : Décharge de Noordwijk.

2 - Localisation : Noordwijk (Pays-Bas), dans les dunes.


4 - Géologie : Le profil géologique est le suivant : sable argileux fin à

grossier avec de minces couches de limon ou d'argile de 0 à

18 m , sable grossier de 18 à 57 m , argile de 55 à 105 m .

5 - Hydrogéologie

La nappe phréatique se trouve dans le niveau de sable

argileux. Le niveau de la nappe est à 1 m sous la surface du sol.

La vitesse moyenne dans cette nappe est de 4 m/an , alors que

dans la nappe sous-jacente, elle est de 10 à 15 m/an (fig. 1).

A partir de 40 m sous la surface du sol, l'eau devient saumâtre.

L'écoulement dans la nappe profonde est influencé par des

effets de densité, alors que dans la nappe phréatique, il est

influencé par la décharge.

L'écoulement se fait en direction de la zone des polders au sud-

est de la décharge.


La décharge est située dans une ancienne exploitation de

sable. La profondeur moyenne de la carrière est de 13 m et de

17 m au centre.

La sablière a été utilisée comme décharge de 1960 à 1973. Les

déchets étaient déposés jusqu'à 3 m au-dessus du niveau

initial de surface.


Lors de l'excavation, on a enlevé la couche de silt, ce qui a

entraîné la remontée du niveau de la nappe dans la décharge

et une migration de l'effluent de décharge dans la nappe.



L'extension de la pollution est mise en évidence par les courbes

d'isorésistivité, basées sur les mesures de résistance électrique

autour de la décharge.

La pollution s'étend sur une épaisseur de 4 à 12 m et jusqu'à

30 m en amont et 80 mètres en aval de la décharge.

Il n'a pas été possible de détecter le nuage de pollution à

l'interface eau douce - eau saumâtre. Pour contrôler la qualité

de l'eau, 22 puits de contrôle ont été forés, dont 5 atteignent

60 m . Une ou deux fois par an, l'eau était analysée sous la

décharge et autour d'elle. Les analyses portent sur les

éléments majeurs, les constituants organiques et les éléments

traces.

8 - Résultats : O n observe que les solides dissous augmentent dans la nappe

avec la profondeur.

D u fond de la décharge jusqu'à 27 m de profondeur la nappe est

très polluée. Les meilleurs indicateurs de la pollution sont les

CTe tHC0 3 \

On constate que dans une décharge située dans la nappe, la

migration de l'effluent se fait dans toutes les directions, y

compris vers l'amont.

Paramètre

Cl mg/1 SO^mS/l

H C 0 3 - mg/l

NH 4 mg/ l

Fe+ + mg/l

Ca + + mg/1

M g + + rog/l

Na+mg/1 K + mg/1

Ba++ ug/1

Liug/1

Ni ug/1

Znug/1 Benzène ug/1

Toluène ug/1

Xylène ug/1

Ethylbenzène ug/1

C9Hi2Ug/l

Phénols ug/1 Camphre ug/1

Org. chlor. ug/1

Efflueot

3310

37 5 920

700 56

280 232

2 000

880 900 500 100 310 100 300 600 300 300 200

1000

26

E a u souterraine

4 m sous la décharge

3 090

92 5510

640 53

278 232

1850 820 900 485 80

270 30

100 400 100 100 90

100 14

Eau souterraine


1200

9 1110

114 4.3

109 70

680 170 100 105 10 50 10 3

100 30 30 20

100 4

E a u souterraine


2 380

52 3 090

72 2,8

252 382

1500

145 500 110 30 20

Eau souterraine Forage 119

38 m sous sol

1670

28 3 230

236 9.3

340 153

1100

475 700 270 20 20 10 3

300 100 30 90

100 16

Puits de référence 144 35 m sous sol

44 4

312 1.4 0.5

27 38 42 22 50 5

-1 1 0,3 3 ---

Tabl. 1 - Analyses chimiques de l'eau souterraine et de l'effluent Décharge de Noordwijk

Rapport B R G M - 115 p. 81


: W . Van Duijvenbooden, W . F . Kooper - Effects of groundwater

flow and groundwater quality of a waste disposai site in

Noordwijk, the Netherlands.

Quality of groundwater, Proc. of an Int. Symp.

Noordwijkerbout, 23-27 mars 1981. Studies in Environm. Se.

Vol. 17 - Elsevier.



14» 11»

16m

niveau de la nappe

HOLOCENE

'V = 5m/an

PLEISTOCENE MOYEN

eau douce

! sel -u V = 15m/an

FORMATION DE KEDICHEN - COUCHE IMPERMEABLE

Fig. 1 - Décharge de Noordwijk.

Coupe de la décharge et situation hydrogéologique



CAS 16

1 - N o m : Décharge de Grosslappen.

2 - Localisation : A u Nord de Munich en Bavière (RFA).


4 - Géologie : Le sol est constitué de graviers, en partie d'origine fluvio-

glaciaire.

L'épaisseur des graviers varie entre 3 m et 5,70 m .

5 - Hydrogéologie

L'épaisseur de l'aquifere est comprise entre 0,42 et 3 m .

La perméabilité est importante, de l'ordre de 3,5.10-3 m/s à

5.10-3 m/s . Le gradient varie entre 2,5 %o et 4 %o. La vitesse

calculée par la formule de Darcy est de 0,7 m/j à 1,7 m/j.

La vitesse mesurée près de la décharge varie entre 0,2 m/j et

5,5 m/j. L'aquifere est donc hétérogène.

Des mesures par traçage ont indiqué une vitesse de 9 m/j sous

la décharge et 21 m/j en aval. Ceci s'explique par une

diminution de porosité due à des dépôts de sulfates et

hydroxydes de fer.

La direction principale d'écoulement est nord-nord-est.

L'épaisseur de terrain non saturé est de l'ordre de 2 à 3 m .


Il s'agit d'une décharge d'ordures ménagères mais qui reçoit

aussi des déchets industriels. Elle est en activité depuis 1954.

Environ 4 millions de m 3 de déchets et de couverture ont été

déposés sur une surface de 153 000 m 2 .


Pour mettre en évidence une éventuelle pollution de la nappe

par la décharge, deux puits ont été forés l'un en bordure amont

(n°10) de la décharge, l'autre en bordure aval (n°9). U n essai de

pompage réalisé au forage 9 montre qu'après pompage de

400 m 3 , l'eau extraite du forage 9 a toujours la m ê m e



composition qu'au début du pompage. Par contre, la

composition de l'eau en 9 est très différente de celle du forage

amont.

Les forages ont été implantés en 4 étapes : les premiers pour

déterminer la direction d'écoulement, puis les forages 9 et 10,

puis une série de forages pour déterminer l'extension de la

pollution (fig. 1) en tenant compte de la direction

d'écoulement. Tous les puits de la 3e phase (11 à 18) pénètrent

toute l'épaisseur de la nappe.

Après mise en place de ce réseau, en vue d'éviter

l'échantillonnage de tous les puits, on a procédé à des mesures

de conductivité électrique et de température de l'eau

souterraine.

La teneur en Cl" élevée étant bon indicateur de pollution, les

mesures de conductivité étaient un bon moyen de mise en

évidence de la pollution. Ces mesures étaient mensuelles.

L'élévation de température au voisinage de la décharge était

également bon indicateur de pollution.

8 - Résultats : Les études montrent que la pollution peut être suivie jusqu'à

1350 m . O n observe une langue de pollution qui suit la

direction d'écoulement.

Le réseau d'investigation a été prolongé jusqu'à 3 000 m de

distance pour suivre la pollution.

Les mesures de conductivité électrique et celles de

permanganate montrent qu'aussi bien la pollution minérale

que la pollution organique atteignent 3 000 m (fig. 2 et fig. 3).

Là où la charge organique est élevée, les nitrates sont détruits.

Amont

Bordure nord de la décharge

Aval (1350 m)

Forage n*

6 10 11 12

5a 13 9

14

8 18

Conductivité électrique

(|is)/cm

400 490 410 420

680 3 400 5 000

700

1 100 1900

Chlorures mgA

30 24 40 52

84 350 650 172

160 230

Mn0 4 K (mg/1)

12.6 5.7 7.9 7,3

11.4 158 790 110,6

107,5 94,8

Températures

•c

8.5 10

8 13,5

8.5 11 22 Tî

8.5 8

Tabl. 1 -Résultats des analyses chimiques (30/4/1968) -Grosslappen



: H .J . Exler - Defïning the spread of groundwater

contamination below a waste tip.

Conférence on groundwater pollution. Université de Reading,

vol. 1, sept. 1972.

H.J . Exler - Hydrogeologische Untersuchungsergebnisse im

Unterstrom der Mûlldeponie Grojïlappen. Gwf-

wasser/abwasser 120 (1979) n°l.

Rapport BRGM -115 p.


Fig. 1 - Décharge de Grosslappen.

Localisation des forages dans la zone d'étude


Fig. - 2 - Décharge de Grosslappen. Conductivité électrique de l'eau souterraine le 1 « juin 1970

I

g Ci] b a o s:

en

tq

c:

o tq cq

Fig. - 3 - Décharge de Grosslappen. Distribution des chlorures dans la nappe du U au 7 juin 1970


Groundwater sampling bores Spring Terrace edge

<3Built up area El Permanganate values

100 Lines of equal permanganate value

< lOmg/1 Permanganate value

SQ - 100i*gfl

100 - 3O0mg/l

300 - 300mgA

> JOOmgfl

Fig. 4 - Décharge de Grossalppen.

Distribution du permenganate dans la nappe du 4 au 8 juin 1970



CAS 17

1 - N o m : Décharge de Thriplow.

2 - Localisation : 10 k m au sud de Cambridge (Grande-Bretagne).


4 - Géologie : Le sol est constitué de dépôts de sables et graviers d'origine

glaciaire exploités jusqu'à 9 m en laissant apparaître par

endroits, la craie sous-jacente. La craie moyenne (Melbourn

Rock) d'épaisseur 16 m , repose sur la craie inférieure elle-

m ê m e reposant sur l'argile du Gault (fig. 2).

5 - Hydrogéologie

La nappe concernée est la nappe de la craie.

Le niveau de la nappe monte de façon saisonnière jusqu'à la

base de la décharge et m ê m e dans la décharge.

L'écoulement de la nappe se fait en direction nord-nord-ouest.

Le gradient est de 0,005 et la vitesse d'écoulement est estimée

à 1,6 m/j. Il existe deux puits importants d'alimentation en eau

potable à 2 k m à l'est et à l'ouest du site.


La décharge est située dans une ancienne gravière de 7 ha. Le

remplissage a commencé en 1957 par des déchets ménagers et

des eaux usées. Il s'agissait de 15 800 tonnes/an de déchets

solides et 1 800 m3/an de déchets liquides. E n 1975, les déchets

liquides ont été interdits. Le site a été recouvert en 1976 et

restauré pour utilisation agricole.


Trois forages, T B H i , T B H 2 etTBIÎ3 ont été implantés (fig. 1),

puis un quatrième, T B H 4 quand la direction d'écoulement a

été connue avec précision.

T B H i devait être utilisé pour contrôler la qualité de l'eau en

amont mais on note dans ce puits une légère pollution que les

auteurs imputent à une migration latérale d'effluent.



T B H 2 traverse 4 m de déchets puis la craie jusqu'à 21 m , base

de la craie moyenne.

T B H 3 et T B H 4 forés jusqu'à la craie inférieure à 50 m de

profondeur sont localisés respectivement à 15 m et 90 m en

aval de la décharge.

Des prélèvements d'eau dans les 4 forages ont été effectués

régulièrement de 1977 à 1980.

8 - Résultats : La pollution est évidente sous la décharge (TBH2) et

immédiatement en aval c'est-à-dire dans le puits situé à 15 m

(TBH3) où l'on observe une augmentation des concentrations

N H 4 + , de l'alcalinité, du Cl" et cations N a + , K + , C a + + et le

Fe(tabl.let2).

La pollution organique est moindre.

E n T B H 4 , la pollution n'est que légère par rapport à l'eau des

puits d'alimentation, prise comme bruit de fond.

Références : D.J. Tester, R.J. Harker - Groundwater pollution

investigations in the Great Ouse Basin H . Solid Waste

disposai. Wat . Pollut. Control 1982, vol. 81, n°3



Elément

pH

Conductivité (uS c m )

O D

D B O

C O T

A m m . N

Nitrate N

Alkal iniUenCaCC-3

Calcium

M a g n é s i u m

Sodium

Potassium

Chlorure

Sulphate en S O 4

Fe

Bore

TBHi

Moyenne

7,0

1 172,0

58,6

1,0

2,5

0,25

17,8

310,0

275,0

3,0

32,7

2,8

87,0

156,0

0,2

Ecart-type

(0,2)

(62,4)

(23,8)

(0,6)

(0.6)

(0,42)

(5,1)

(90.3)

(67,3)

(0.4)

(3,7)

(1,4)

(8.9)

(21,7)

(0.3)

T B H 2

Moyenne

7,3

4 905

5.6

15,3

105.0

218.0

6,0

1 561,0

122,0

81,0

464,0

299,0

481,0

187,0

2,3

Ecart-type

(0.3)

(1845.0)

(9,8)

(7,2)

(4.2)

(142,0)

(9,7)

(842,0)

(72,1)

(40,0)

(229,0)

(161.0)

(269.0)

(153.0)

Voir

(0.12)

TBH3

Moyenne

6,8

3 378,0

20,7

8,0

46,2

56,4

1,7

844,0

278,0

14,7

494,0

29,4

660,0

212,0

U b l . 2

9,1

Ecart-type

(0,3)

(720,0)

(21,4)

(7,5)

(15,5)

(29.3)

(1.7)

(189.0)

(149.0)

(9.2)

(121.0)

(29,0)

(132,0)

(30,6)

(10,3)

T B H 4

Moyenne

7.5

571.0

80.7

1,4

3,5

0,11

11,1

215,0

127,0

4.5 '

18,6

î.e

34.8

20,0

0,3

Ecart-type

(0,2)

(149,0)

(24,1)

(0,6)

(4.6)

(0,28)

(3,1)

(22.1)

(6,4)

(4,8)

(18,8)

(0.3)

(21,4)

(24,0)

(0,3)

Qualité

Moyenne

7,3

529,0

-

0.5

0,4

0,03

9.7

205,0

102,0

3.2

10.0

3,1

21,7

15

-

eaubdf

Ecart-type

(0.1)

(47.8)

-

-

-

(0,03)

(1.5)

(5,5)

-

-

(1,3)

-

(2.0)

*

*

15 échantillons ont été prélevés sur chaque puits de 1977 à 1980 mais tous les paramètres n'ont pas été mesurés à chaque fois

Tabl. 1 - Décharge de Thriplow - Analyses de l'eau souterraine (tous résultats sauf p H et autres, indiqués en mgfl)

Elément

Zinc

Cuivre

Nickel

Chrome

Cadmium

Plomb

Manganèse

Fe

Effluent Moyenne

0,14

0,02

0,15

0,04

0.003

0,06

0,42

42,0

T B H 2

Moyenne

0,50

0,03

0,05

0,04

0,01

0,06

0,10

11,0

Ecart-type

(0,2)

(0)

(0,01)

(0)

(0)

(0,01)

(0,01)

(10.5)

TBH3

Moyenne

0.10

0,04

0,07

0,03

0,01

0,07

0,24

25,7

Ecart-type

(0.3)

(0,02)

(0,02)

(0,04)

(0)

(0.06)

(0.08)

(44,6)

TBH4

Moyenne

0,01

0,01

0,01

0,01

0,01

0,03

0,40

3,5

Ecart-type

(0,01)

(0,01)

(0,03)

(0,5)

(3,2)

Qualité eau bdf

Moyenne

0,03

0,02

0,01

0,01

0,001

0,02

0,04

Ecart-type

(0,02)

(0.01)

(0)

(0)

(0.01)

(0.03)

4 échantillons ont été prélevés dans chaque forage de 1977 à 1980

Tabl. 2 - Analyses des métaux lourds-Tous résultats en m g/1



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Fig. 1 - Décharge de Thriplow.

Plan de la décharge et localisation des forages

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Fig. 2 - Coupe à travers la décharge de Thriplow

Rapport B R G M - 115 p.


CAS 18

1 - N o m : Décharge de Potton.

2 - Localisation : 15 k m à l'est de Bedford (Bedfordshire, Grande-Bretagne).


4 - Géologie : La décharge est située dans une exploitation de sable en

activité. Les sables concernés appartiennent à la formation des

"sables verts".

5 - Hydrogéologie

La carrière est localisée au toit de la nappe des sables verts

inférieurs. L'épaisseur de terrain non saturé est de 3 m . L'eau

monte jusqu'à la base de la décharge et dans la décharge. La

direction d'écoulement est sud-ouest. Le gradient est de 0,006.

La nappe s'écoule en direction d'une ligne de sources distantes

de 300 m . U n puits situé à 100 m à l'ouest-nord-ouest utilise

l'eau souterraine pour l'irrigation. Par ailleurs, il existe un

puits d'alimentation en eau potable à 5 k m au sud-est.


La décharge occupe une superficie de 14,2 ha avec une

profondeur maximale de 12 m sous le niveau du sol. Elle reçoit

des déchets ménagers, de construction et de démolition et

industriels non toxiques. Le tonnage est de 25 000 tonnes/an.

Le remplissage a débuté en 1970 et fin 1980, 5 ha étaient

restaurés.


5 forages juqu'à 5 m sous la surface de la nappe ont permis de

déterminer la direction d'écoulement. Ensuite, 2 autres

forages ont été implantés en aval en 1979, jusqu'à 20 m sous le

niveau du sol et 17 m sous le niveau de la nappe, et pénétrant

complètement la nappe des sables verts.



8 - Résultats : Les analyses chimiques font apparaître une pollution

caractérisée par une augmentation de N H 4 + et Fe en B H X et

en Cl' : sous la décharge, en aval, en B H B , et m ê m e dans les

sources situées en aval (tabl. 1).

F.I4t»«nt

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0.11

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(470.01

111.11

(1.0)

131.11

131.3)

130.31

l'KHA

Moyenne

0.4 1003.0

10.0

4.0

K O 0.00 1.17

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111.0

11.1 11.4

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Ecart,

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(0.41

(1 100.01

11.01

(1.01

(0.11)

(1.101

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(0.11

(11.4)

(1.1)

103.01

(30.01

(10.0)

(0.34)

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M e y e a n e

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111.0

30.0

3.3 0.0

0.1

31.3

30.0

130.0

15.7

31.6

4.3

00.1

142.0

1.7

0.13

Ecart-

(0.01

(107.01

(0.01

(0.71

10.31

(10.7)

(10.1)

(11.1) (1.0)

13.3)

(3.3)

(0.1)

(M .O)

(10.3)

(0.041

P A H I

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T.l 007.0

10.0

3.0

0.01

11.1

101.0

108.0

13.3

33.0

1.0

11.1

111,0

0.14

Ecart. -If»

(0.11

(111.0)

(1,11

(0.00)

(0.41

(40.11

(13.31

(O.OI

(11.31

(1.3)

11.4)

(34.01

(0.07)

PAH3

Moyen»*

1.1 104.0

10.0

3.1

0.01

S.4

100.0

133.0

10.0

40.0

3.0

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130,0

0,11

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10.3) (117.0)

(0,7)

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(11.1)

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(1.3)

131.1)

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(0.00)

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10.0

32.0

0.1

16.0

341.0

0.14

Ecart-type

10.31

(111.01

(1,1)

(0.041

(0.1)

(1.01

111.4)

(6.4)

(3.6)

10.0)

(11,1)

(36.01

(0.16)

BObrcal

06 131.0 760

3.0

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34.4 102.0

0.2 64.0

6.6 63.0

104.0 4.4

Ecart-type

10.11 (134.0)

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10.14)

13.6)

(11.61

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11.11

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11.6

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16.1

0.01

Ecart*

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10,3)

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(14.7)

(13.1)

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Tabl. 1 • Déchargede Potion* Anelyeea de l'eau toutaiTalne* Réiuluiatnmg/1t«uf p H


investigations in the Great Ouse Basin IL Solid coaste disposai

Wat. Pollut. Control 1982, vol. 81, n°3.

Rapport BRGM-115 p.

95


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Fig. 1 - Plan de la décharge de Potton

Rapport BRGM -115 p.


CAS 19

1 - N o m : Décharge de Barton Mills.

2 - Localisation : 10 k m au nord-est de Newmarket dans le Suffolk (Grande-

Bretagne).


4 - Géologie : La décharge est dans une carrière excavée dans le niveau de

craie moyenne. Sous la craie moyenne, on rencontre la craie

inférieure. Les deux niveaux de craie sont séparés par le

niveau "Melbourn Rock".

5 - Hydrogéologie

La nappe qui présente des fluctuations saisonnières est à 5 m

sous la base de la décharge. Elle est comprise dans le niveau de

Melbourn Rock soit à 15 m sous la surface du sol.

La direction d'écoulement de l'eau est nord-est. Le gradient

hydraulique est de 0,003 et la vitesse estimée à 0,16 - 2,8 m/j.


La décharge est implantée dans une carrière de craie de 10 m

de profondeur et de 12 ha de superficie. Le remplissage a

débuté en 1972 et a été achevé en 1977. Suite à une demande

d'extension, il a repris en 1980. Les déchets sont des déchets

ménagers et assimilés. E n 1982, le volume était de

25 000 tonnes/an. O n estime à 65 000 tonnes la quantité de

déchets déposés sur ce site.


Trois forages ont été implantés dans et en aval de la décharge.

Puis 5 forages supplémentaires ont été placés en aval et en

amont. Les forages sont pour la plupart forés jusqu'à 10 m .

Des prélèvements d'eau dans ces forages ont été effectués

régulièrement jusqu'en 1976 et analysés.



8 - Résultats : O n note une augmentation de C O T , N H 4 + , K + , Cl" et du Fe

surtout sous la décharge et dans une moindre mesure dans les

forages aval les plus proches, B H 4 et B H 5 .

Les mesures doivent être poursuivies sur plusieurs années. Il

n'est pas sûr cependant que les forages aient été bien

implantés pour observer une pollution due aux déchets

occupant les zones restaurées.


investigations in the Great Ouse Basin H . Solid waste disposai

Wat . Pollut. Control 1982, vol. 81, n°3.



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Tabl. 1 - Décharge de Barton Mills.

Analyses chimiques des eaux de la nappe (mg/1)



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ô A n |

Fig. 1 - Plan de la décharge de Barton Mills (Suffolk)



CAS 20

1 - N o m : Jamroli, Ghat-gate, Sarwa, Galta Road, Agra Road et

Subjimandi.

2 - Localisation : Jaipur (Inde).

3 - Climatologie : La température ambiante varie de 2 à 45°C. La pluviométrie

moyenne est de 600 m m / a n .

4 - Géologie : Les sols renferment 87,7 % de sables, 3,5 % de silt et 8,8 %

d'argile.

Le sol est très perméable.

5 - Hydrogéologie

Aucun renseignement.

6 - Caractéristiques des décharges

Nom

Jamroli

Ghatgate

Garwa

Galta Road site

Agra Road site

Subjimandhi

Surface en ha

12,15

0,81

1,01

1,215

0,81

0,607

Quantité journalière de déchets en tonnes

30-35

18-20

15-18

15-18

10-12

5 - 6

Puits existant

sur la décharge

1 2 2 1 1 1

A g e (ans)

10-12

10-12

10-12

8-10

7 - 8

10-12

Les déchets ne sont ni compactés ni recouverts. Il s'agit de

déchets ménagers et assimilés.


L'étude se fait sur 25 puits répartis en trois groupes localisés

à:

20 à 45 m des décharges,

150 à 450 m des décharges,



5 à 6 k m des décharges.

Les puits ont 2 à 3 m de diamètre et 10 à 15 m de profondeur

sauf les puits 5 et 6 qui ont 5 à 6 m de diamètre.

Les prélèvements et analyses sont effectués tous les mois.

L'eau des puits est utilisée à des fins domestiques y compris

c o m m e eau de boisson.

Les éléments dosés sont les éléments majeurs.

8 - Résultats : L a dureté, les solides dissous, les chlorures, le Fe et D C O

décroissent quand la distance augmente.

DCO Fe

Cl"

1er groupe de puits

50 - 200 mg/1

0,8 - 3 mg/1

330-680

2e groupe de puits

14-40 mg/1

0,3 -1 mg/1

180 - 380

3e groupe de puits

0 - 8 mg/1

0 - 0,2 mg/1

120-140

L a teneur en Cl" reste élevée à 450 m de la décharge, de m ê m e

que la teneur en solides dissous.

Références : M . S . Olaniga, K . L . Saxena - Groundwater pollution by open

refuse dumps at Jaipur. Indian J. Environ. Health, vol. 19,

n°3,1977.



INDEX

1 St. CROUP WELLS

ï N4. CROUP WtLLS

3 Ht. CROUP WELLS

& OUUPINC CROUND

^ SEWACE FARM

Fig. 1 - Plan de la ville de Jaipur montrant la localisation

des décharges et des puits

110 100

o 100 110 14

- 6 o 6

14

93

72

- 52

<j> 32

32

52

72

92

^^#^^^\NNNNN\ \N\NN\N\N^

ÇTOTAL JBÔN ^ V ^ S X ^ S S S Z :

W W N W W W ^

Distance, qn mètres, depuis la décharge , i.çn mètres. ,a

Fig. 2 - Evolution des concentrations



CAS 21

1 - N o m : Décharge d'Eteignières.

2 - Localisation : C o m m u n e d'Eteignières au nord-ouest du département des

Ardennes.

Sur le versant sud de la vallée de la Sormonne à 200 m de cette

dernière.

3 - Climatologie : La moyenne annuelle de la pluviométrie sur 13 années, à

Rocroi, est de 1173 m m .

La décharge est située dans une zone où les précipitations

efficaces moyennes dépassent 500 m m / a n . L a température

moyenne annuelle est de 8°5 C . Les vents de secteur ouest

apportent de l'air humide. Le calcul du bilan hydrique fait

apparaître un excédent d'eau compris entre 90 et 953 m m pour

une année avec une moyenne de 612 m m .

4 - Géologie : Limons contenant des débris de quartzites et de schistes, sur

phyllades et quartzites.

L'épaisseur des limons est de l'ordre de 5 m dans la partie

amont de la décharge et de 0,5 à 1 m dans la partie aval.

5 - Hydrogéologie

Quatre piézomètres ont été implantés en 1984

PZ1 : en amont de la décharge dans les limons (5 m )

P Z 2 : en amont de la décharge dans les schistes (10 m )

PZ3 : en aval du dernier casier comblé (10 m )

P Z 4 : en aval du casier en exploitation (10 m )

Les niveaux s'établissaient à environ 1 m sous le sol en amont

et respectivement 3,5 m et 2 m en aval.

Les perméabilités mesurées dans les schistes sont comprises

entre 2.10-7 et 1,5.10-6 m / s . Dans les limons, la perméabilité

est très faible.




L'exploitation est menée depuis 1975 par casiers successifs du

nord vers le sud. A l'origine, les casiers étaient constitués sur

le sol naturel. Les derniers casiers ont été creusés sur une

profondeur de 1 à 2 m . La surface autorisée est de 11 ha.

E n 1983, on a réceptionné 61 338 tonnes d'ordures ménagères

et 33 805 tonnes de déchets industriels dont la majorité est

constituée de sables de fonderie.

Les déchets sont compactés et recouverts en fin d'exploitation

d'une couche de terre végétale.


- Sur les eaux de surface

Le ruisseau de la Sormonne reçoit de l'eau en provenance de la

décharge par l'intermédiaire d'un fossé collecteur.

Huit prélèvements d'eau ont été réalisés au lieu de rejet, à son

aval, à son amont et à différents endroits du ruisseau.

Par ailleurs, des prélèvements périodiques sont réalisés sur la

Sormonne et le rejet.

Des analyses de sédiments ont été réalisés sur le cours du

ruisseau.

- Sur les eaux souterraines

Par suite du décapage superficiel des limons, une partie des

effluents s'infiltre dans les schistes.

Des analyses sont effectuées sur les eaux des piézomètres.

8 - Résultats : A l'aval du rejet dans la Sormonne, on constate des

augmentations de concentration pour certains composés :

D C O , D B 0 5 , Cl (249 mg/l), N a (150mg/l), K , Fe, M n , N H 4

(130mg/l).

Les sédiments prélevés montrent des concentrations en

métaux nettement plus élevées à l'aval du rejet ainsi qu'une

teneur plus forte en matière organique.

Alors que l'eau souterraine en amont est très peu minéralisée,

on observe à l'aval (PZ4) des concentrations qui attestent de la

pollution :



N H 4 + : 34,9 mg/1 Cl" : 115 mg/1 HCO3" : 476 mg/1

K + : 42 mg/1 Fe : 19,2 mg/1 Zn : 4,5 mg/1

Références : M . Barrés, M . Lansiart, M . Sauter - Enquête sur le

fonctionnement, l'exploitation et l'impact sur l'environnement

des grandes décharges de classe II en France. Rapport B R G M

85 S G N 554 E A U pour le Ministère de l'Environnement.



B: mesure de bruit •|zone clôturée

izone autorisée en décharge

Extrait de la carte topographique de ROCROI (Ouest) a 1/25.000

Fig. 1 - Décharge d'Eteignières (Ardennes)

Plan général de situation


' ^ x $•*•*'} '

Casier exp

ojjj, Rideau boisé — _ Rideau bols* à

constituer

• — ^ - Extension

Désignation des zones zone 1 Installation des unités de traiteme>"

// et de récupération Zone 2 Décharge contrôlée Zone 3 Décharge provisoire de

matériaux de couverture Zone 4 Décharge de produits Inertes

EçMlfJ 1/4000»

<5 CD cq C3 o

s:

c:

>

O

r» c: o

>

Fig. 2 - Plan d'ensemble de la décharge


RÉSUMÉ DE CAS DE POLLUTION OBSERVÉS AUTOUR DE DÉCHARGES DE CLASSE II EN FRANCE

Ces tableaux sont extraits d'une étude réalisée en 1985 (5).

Les tableaux synthétiques présentent les informations concernant 24 décharges

recevant des déchets ménagers et des déchets industriels assimilés, situées en

France. La hauteur d'eau annuelle infïltrable a été estimée à partir de la carte des

précipitations efficaces de la France. Les concentrations supérieures au niveau

guide C E E pour l'eau potable sont soulignées et celles qui dépassent la

concentration maximale admissible sont en italique.


Localisation et référence! d u rapport» B R G M

La Baronne (06) 7 8 S G N 7 1 8 P C A 81 S O N 192 P A C 82 S G N 128 P A C 8 3 S G N 1 2 7 P A C 78 S G N 024 P A C 85 S G N 356 P A C

Marseille "La Crau"(13) 73 S G N 068 P A C 7 9 S G N 1 1 0 P C A

"La Queue en Brie" (94) 74 S G N 354 A M E 75 B DP 065

Picardie (80) PIC 83/78

Villeneuve les -Avignon (30) 7 8 L K 0 24PR 80PR353

Mirtsun (02) 84 AGI 230 PIC

Jus de M a d a m e 106) 82 S G N 097 P A C 84 AGI 299 P A C 86 S G N 478 P A C 87 S G N 777 P A C 8 8 S G N 2 1 7 P A C 89 S G N 494 P A C

Nature des déchet»

Ordures ménagères

Ordures ménagères Cendres > lOOt/j

Ordures ménagères 101deDlA>t50t/j

Ordures ménagères

Ordures ménagères broyées 154201/j

Ordures ménagères

Ordures ménagères Déchets industriels assimilés (D! A)

Précipitations efficaces

301 m m / a n

84 m m / a n

100 m m / a n

300 m m / a n

300 m m / a n

300 m m / a n

100 m m / a n

Zone non saturée épaisseur lithologie

2 4 3 malluvions

2à 3 malluviona

10 m marnes et argiles

15m craie

15m galets et sablesfins

3m sables et argiles

5 m conglomérats andésitiques

Zone saturée hydrodynamique

lithologie

graviers et cailloutls

alluvions

K = 10 S a 10 « m / s V = 4 m / h . calcaire

1 = 6%. T = 0,02 mî/s

Sables fins limoneux

K = 5 . 1 0 e m / B T = 7.10 3 m/s

Extension

100 m

600 m

400 m

25 m

dlsL

100 m

150 m

25 m

60 m

25 m

25 m

600 m

P A N A C H E

Plézomètre aval Immédiat*

Ele

Ca Na K Cl

Nll4

S04 N03

Na K Cl

N H 4 SO4 NO3

Ca Na Cl K

SO4 N 0 3

Na Cl

N H 4

S 0 4

NO3

RS NII4 Ca Na K Cl

SO4 N 0 3

Ca Na K Cl

SO4 NO3 NII4

Cl N03 Fe Mn Al

NH4

Vmg/I

-6,6 + 9,1 + 2.6

+ 22,5 + M + 9,8 -38

+ 263 + 234 + 398 + 214

+ 24 -2.9

-23,6 + 10

+ 1,1 . -0,3

+ 6,2 -3,4

+ 11,7 + 38,6

+ 6.4 -6,7

-17,3

+ 196 • + 3.02

+ 36 + 9,8 + 0,8

+ 38,5 + 25,16

-0,6

+ 70 + 15,2

+ 2,7 + 31 + 89 + 30

+ 0,4

+ 9 -0.39

+ 2.5.10 3 + 0,17 103 + 4,610 3 + 0,57

Mmg/1

104 22 3,9

<4,1 2,8

17,4 0

275 235 418 214

140 0

79 24.3 12.6

1,3 29.9 14,9

41.9 73 6,3

38 69,4

587 3,02

145 14.2

2,4 47.5 58,7

2,1

187 17

3,6 43,6

101 67

0,4

14,2 < 0 , 0 1

2,74.103 0.22.10 3 4.8.10 3 0,66

Observations

t

Zone de réduction. Nappe alimentée périodiquement par "le Var", bonne oxygénation. Faible contamination bactériologique qui augmente à partir de 1983.

Coloration brune jusuqu'â 500 m , au moins, en aval du dépôt. Alimenté par les canaux d'irrigation de la Durance, étang approximation. Partie orientale recouverte de cendres. Pollution plus importante a cet endroit. Peu de variations des éléments traces. Contamination bactériologique : des coliformes.

Zone de réduction à l'aplomb du dépôt. Pas d'évolution caractéristique de la pollution dans le temps.

Zone de réduction. Oxydation de l 'ammonium en nitrate a l'aval. Décharge désaffectée.

Concentrations en hydrocarbures et en phénols supérieures aux normes de potabilhé C E E . Contamination microbienne à l'aval (coliformes).

Minéralisation faible. Pas de zone de réduction. U n e seule analyse.

Pas d'effluence nette de la décharge sur l'eau de la nappe, très contaminée A l'amont.

I)i«t : distance du piézomèlrc au dépôt Ele : élément concerné - K S ; résidus secs a 105°C Vmg/ I : variations de la concentration des éléments par rapport à l'amont Mnip/I ; \ a leur de la concentration de l'élément à ce piézomètre

Localisation et références des rapports B K G M

l9leslesMeldeuses(77) 74SGN354AME 84 IDF 044

Fretin (59) 75NPA01 76SGN368NPA 77SGN419NPA 81SCN690NPC 82SGN761NPC 83SGN648NPC

Prairies des Mauves (44) P A L 84/25 P A L 84/04 P A L 85/14

BrurisUU (68) 84AGI08ALS

Villtparisig (17) 83 IDF 039 83 IDF 042

Beaune "camp américain" (21) 8 2 S G N 7 2 9 B O U

Nature des déchets

Ordures ménagères D1A

Ordures ménagères Boues de station d'épuration (60%) Boues industrielles inertes 120 t/j

Ordures ménagères >50 t / j

Ordures ménagères - déchets inertes - cendres mâchefer > 100 t/j

Ordures ménagères

Ordures ménagères

Précipitations

efficaces

110 m m / a n

160 m m / a n

250 m m / a n

,

150 m m / a n

103 m m / a n

168 m m / a n

épaisseur lithologie

3,5 à 12 m alluvions

nappe affleure périodiquement

1 à 4 m alluvions et argiles sableuses

20 m alluvions récentes

7 m marnes et sables

2a 3 m affleure en périodes très

humides

hydrodynamique lithologie

i = 1 % alluvions

V = 60 m/an craie

i = 1 % alluvions

T = 5à9.10-3m2/s K = 3 à 6.10 -4 m/s alluvions quaternaires

T = 10<m*/s V = 50 i 100 m/an sables

alluvions

PANACHE

Eitenslon

200 m

800 m

675 m

626 m

400 m

Plézomèlre aval Immédiat*

dist.

50 m

6 m

176 m

625 m

400 m

Ele

RS Ca Ni K CI

NH4 S04 NO3

Cl' N H 4

S04

NO3

RS Ca Na K Cl

N H 4

SO4 N 0 3

Na Cl

SO4 NO3

RS Ca Na K

Vmg/1

+ 469 + 19,3 + 19.8

+ 8.9 + 32,9

+ 3,2 -21,5

-7,1

+ 80 + 7,4 -28,2 + 1,93

+ 702 -53

+ 157 + 63

+ 145 + 196

• 7 -7

+ 7 + 9

1225 -10

1766

+ 43 + 11

Mmg/1

843 212 46 9.8

74

32 132

8,7

167 8,5

69 11

1230 60

180 70

180 196

30 30

18 37

1445 2,7

2 295

67 153

Observations

Piézomètre de part et d'autre de l'écoulement principal. Présence de N 0 2 à l'aplomb des déchets récents. Diminution globale de la minéralisation à l'aplomb du dépôt. Le panache de pollution s'élargit. Drainage par la M a r n e , bonne oxygénation. Extension faible de la pollution A l'extérieur du site mais réseau de piézométrie peu dense.

Dilution importante par la nappe. Contamination a l'amont par diffusion. Contamination bactériologique a l'aplomb. Extension maximale de la zone réductrice a l'étiage. Eléments traces en quantité notable sous le dépôt. Augmentation de la u n e de pollution et de la minéralisation totale au cours du temps.

Les piézomètres sont placés A quelques mètres i la périphérie de la décharge. Le Loire draine rapidement la pollution et maintient une bonne oxygénation. Diminution des teneurs en a m m o n i u m au cours du temps (décharge très ancienne).

Zone de réduction. Beaucoup d'éléments dépassant les normes de potabililé C E E : phénols, hydrocarbures, azote kjeldhal, nitrates, a m m o n i u m , nitrites, aluminium (a l'aplomb).

Piézomètres situés latéralement è l'écoulement principal. E a u naturellement non potable (excès de sulfate).

Présence de métaux lourds (Hg, Cr , Pb. . . ) , de phénols a l'aplomb. Contaminations bactériologiques.

Dist. : distance du piézomètre au dépôt Ele : élément concerné • R S ; résidus secs a 105°C Vmg/1 : variations de la concentration des éléments par rapport i l'amont M m g / 1 : valeur de la concentration de l'élément à ce piézomètre

Localisation et références des rapporta B K G M

Eteignières(08) 8 3 S C N 8 9 3 C H A 8 8 S G N 2 3 6 C H A 8 5 S G N 5 5 8 C H A

Sains en Amienois (80) (non publié)

Digne(04) 87SGN421HYD

Picardie (80)

Picardie Boves (Somme) 86/54

()orlishcim(67) 7 5 S G N 4 5 1 G A L 75 S O N 454 C A L 7 9 S G N 3 2 3 A L S

Abbeville(8u) PIC 80/157 83SCN'II8PIC

Nature des déchets

Ordures ménagères 250 t/jr

Ordures ménagères

Ordures ménagères broyées

Ordures ménagères

Ordures ménagères

20 1 ordures ménagères 20%DIA 6 0 1 boues de station d'épuration 130 A 135 t/j

Ordures ménagères 66 t/j


400 m m / a n

160 m m / a n

161 m m / a n

300 m m / a n

200 m m / a n

206 m m / a n

Zone non saturée épaisseur lithologie

Limon argileux

20 m Craie

2 a 3 m Galets

Graviers

4 a 8 m Craie

10m Graviers et éboulis

10m Tourbe et alluvions

Zone saturée hydrodynamique

lithologie

Alluvions

1 = 3 4 4 % t = 1 5 0 m 2 / h Craie

Alluvions

1 = 1%. Craie

Sables

Alluvions et craie

PANACHE

Extension

200 m

100 m

50 m

50 m

80 m

800 m

Pléiomètre aval Immédiat*

disk

16m

100 m

5 m

50 m

10m

5m

Ele

Ca N a K Cl

N H , S04

N 0 3

RS Ca Na K Cl

N H , SO. N 0 3

Ca Na Cl

N H , SO. NOj

Ca Na K Cl

NII4

Ca N H . Cl

NOj

Ca Na K Cl

S04

NOj RS

Cl N 0 2

N O , S04

N 0 3

Vmg/1

+ 18 + 18 + 26

+ 117 + 14,8 + 21 + 14,5

+ 207 + 66

+ 6,8 + 0,9

+ 10 + 0,1

+ U -17

+ 13 + 6,95 + 9,8 + 0.15 -5.9 -7.3

+ 61,9 + 18,5

+ 3.1 + 29,8

+ 2,2

+ 28 • + 0.7

+ 14 -1

+ 85 + 33 + 14,4 + 90.7 + 32

-35 + 521

+ 461 + 0,98

+ 99.2 + 24,9 + 11.3

M m g / I

40 18 26

124 15 23 14,5

521 167

13 1,6

21,3 0,2

22 12,7

106 10.9 13 0.2

92 3

184 28,6 25.4 75 22

174 0.8

28,9 18.8

125 45 16

100 70

0 732

504 1

100 37,4 11,5

Observations

f

Diminution de la pollution de 2 à 3 fois a l'aplomb de cellules anciennes (2 A 3 ans). Bonne oxygénation, drainage par le ruisseau 'La Sormone". Zone réductrice peu importante.

Zone réductrice. Les chlorures augmentent dans le temps, la zone réductrice s'étend. Décharge récente. La pollution augmente dans le temps.

Pollution localisée sous la décharge. Les ordures ont subi une pré-dégradation aérobie sur une aire aménagée. Contamination bactériologique par rapport à l'amont (coli formes, clostridium)

Impact caractéristique mais de faible intensité.

On trouve du Zn en aval » 200 ug/1. Pour les autres métaux analyses non fiables.

La zone de réduction s'étend jusqu'à 80 m en aval du dépit. Chlorures persistent loin en aval. Contamination bactérienne déjà présente a l'amont. Pas d'évolution remarquable dans le temps.

Donne oxygénation de l'eau, drainage par un fossé. La minéralisation et l'ammonium augmentent au fil du temps. Pollution persistante : chlorures, fer.

Dist. : distance du piézomètre au dépôt Ele : élément concerné - R S ; résidus secs a 105'C Vmg/1 : variations de la concentration des éléments par rapport A l'amont M U I R / I : voleur de la concentration de l'élément à ce piézomètre

co

Rap

p

0

es

o Â »* u\

7

Localisation et références des rapports R R G M

Ucnfeld<67) 811 S O N 613 AI.S

lt!enhcim(67l 88 S O N 279 A 1,S

l.iuncourtStl'ierre (60) PIC 85/34

An<lé(27) 85 11 N O 040 86 II N O 038 «fi II N O 080 87 U N O 006

86 U N O 003

87 U N O 76 8811X031 88 U N O 32

89 U N O 31 89 UNO 26

Nature des déchets

Oi dures ménagères < 60 t/j

Ordures ménagères 700 m'/ j

Ordures ménagères

Ordures ménagères


100 m m / a n

Z o n e n o n saturée épaisseur

Quelques métrés

Graviers cl subies

Loess 16 m et salbesSa 17 m

Sables d'Auvers Marnes et calcaires

luUtiena 30 m

Z o n e saturée hydrodynamique

lithologie

Vitesse élevée Subie cl graviers

Sables • sable graviers

Calcaires i = 5%'

1 piézo aval a la sortie de décharge mais apparemment dans la décharge

Extension

200 m

dlsf.

10m

,

-1200 m de partie ancien.

- à 200 m

dist.i l'api. sortie

déchar-ge

PANACHE

Pléiomètre aval Immédiat*

Rie

Cl-TU

Cl N 0 3

Phénols Cl

Ca

NII4

CI K

Mn Fe

Ca Mg Nll« Mn Fe

Cl Phénol Hydro.

Vmg/I

+ 21,5 + 14,4

+ 64 + 29.3 -r 14

+ 0.27 + 13,7 + 21

M m g/1

37 35,5

66 62

1.28 64

280 32.4

313 22

0,89 0,074

225 14

(1.6

17 70

0,5 m g 0,09 m g

Observations

Décharge fermée. Eléments traces dont les variations ne sont pas raltachahles & un événement précis. Augmentation de la conductivité au cours du temps.

3 éléments NI14, M n , Fe dépensent les normes. U n piézo montre une pollution buctérienne. Augmentation de la contamination Chlorures -» 104 mg/1 M n - » 0 , 9 5 Ca -» 279 N H 4 - * n . l e t 13.9 en 88

•S

g G O O

g

I CO

S tl o r-

c:

o

g

l)i*t : distance d u p i c v o m è t r c a u d ^ p M l'Ait / l iment ronrernf'- R S ; résidus M - C S à 105°C Ving/I : %nriiiti«iiis(lc )u foncentrution <\fH(\(-u\nuU p.ir m p j > m t à l 'umonl

M m ^ / I vulcurck' lu conccntrntioiwlc IV-U-me ni à ce prt î-onif-lrt'


CONCLUSION

Des cas de pollution de l'eau souterraine et des eaux de surface ont pu être

observés, en particulier dans les décharges antérieures à 1980. Les pollutions

auraient pu être évitées dans bien des cas par un choix plus judicieux du site et

une meilleure exploitation des décharges. Cependant une isolation totale des

décharges n'est guère possible et une migration de l'effluent est inévitable à plus

ou moins long terme. Il faut par conséquent prévenir et réduire son impact sur les

eaux. La prévention peut se faire de façon active en minimisant l'entrée d'eau

dans la décharge et en drainant l'effluent pour le traiter. La prévention consistera

par ailleurs à sélectionner des sites où l'atténuation des polluants pourra être

efficace (substratum à pouvoir d'adsorption élevé, zone non saturée épaisse).

Le choix du site sera guidé par la nature des déchets à stocker, les conditions

hydrogéologiques, les conditions climatiques, topographiques, le pouvoir

épurateur du substratum, les aménagements pour drainage et traitement de

l'effluent.

U n contrôle de qualité des eaux de surface et de l'eau souterraine en aval de la

décharge devra être effectué régulièrement lors de l'exploitation de la décharge,

mais aussi après fermeture de la décharge.



RÉFÉRENCES

1 - M . Barrés - Evacuation et traitement des résidus urbains. Bull. B R G M section

n,n°l,1971.

2 - M . Barrés, M . Lansiart, M . Sauter - Enquête sur le fonctionnement,

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3 - A . Bourg - Metals in aquatic and terrestrial Systems: sorption, speciation and

mobilization. B R G M . Note technique 86/20.

4 - A . Bourg, A . Lallemand-Barrès - The long-term impact of landfïlls on the

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6 - J. Kotuby - Amacher, R . P . Gambell, W . H . Patrick - Factors affecting the

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7 - A . Lallemand-Barrès - Adsorption des métaux lourds dans les sols et les

sédiments - Rapport B R G M 86 S G N 233 E A U .

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groundwater. Theoretical background, hydrogeology and practice of groundwater

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9 - L . Semprini, P . V . Roberts et al. - A field évaluation of in situ biodégradation

méthodologies for the restoration of aquifers contaminated with chlorinated

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n°302 - E P A novembre 1987.


etude documentaire sur la pollution des eaux par …infoterre.brgm.fr/rapports/rr-30917-fr.pdfla...

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