Projet de centre d'enfouissement de déchets ultimes
Une super décharge dans le Saint-Ponais ?

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Traçage des pollutions lixiviats de CET sur les eaux souterraines
Extraits de la thèse de Jean-Daniel VILOMET, soutenue le 6 décembre 2000 à l'Université d'Aix Marseille 3
Mr Vilomet est aujourd'hui responsable de l'Agence SUD PACA de LISEC France à MARSEILLE

Evaluation du risque lié à une décharge d'ordures ménagères : suivi de la qualité d'un aquifère au moyen des isotopes stables du plomb et du strontium. Corrélation avec des polluants spécifiques des lixiviats.

INTRODUCTION

A la fin des années 80, la gestion des déchets ménagers en France a été le sujet d'un débat national, conduisant à l'élaboration de la loi du 13 juillet 1992. Cette législation a initié une politique plus ambitieuse axée en particulier sur le développement de la prévention, de la valorisation et du recyclage, avec pour corollaire la limitation du stockage des déchets réservé, à partir du 1er juillet 2002, aux seuls déchets ultimes.
Malgré ces nouvelles orientations, le traitement des déchets ménagers et assimilés ainsi que des déchets des collectivités locales est dominé par le stockage : environ 60% de ces déchets sont mis en décharge. Ces unités de traitement sont appelées Centre d'Enfouissement Technique, de classe II (C.E.T. II). La liste des déchets acceptés dans ces centres de stockage est donnée dans l'annexe 1.

Comme toute activité industrielle, l'exploitation des C.E.T. II génère des nuisances telles que le bruit, l'odeur et des déchets tels que les effluents liquides et gazeux. Dans le cas particulier des décharges d'ordures ménagères (O.M.), les effluents gazeux, appelés biogaz, résultent de la biodégradation des matières fermentescibles présentes au sein du massif de déchets ; les effluents liquides sont les lixiviats formés par l'eau constitutive des O.M. et par les précipitations. Afin de préserver au mieux l'environnement de ces rejets potentiels, les C.E.T. II, qualifiés d'Installations Classées Pour l'Environnement (ICPE), sont soumis à une réglementation stricte. L'arrêté de 1997 présenté en annexe 1 relatif aux installations de stockage de déchets ménagers et assimilés précise notamment les modalités de contrôle des eaux et du biogaz.
La surveillance des eaux souterraines aux abords des sites de stockage de déchets est un aspect essentiel de la bonne gestion de ces sites. Cette surveillance permet de détecter une éventuelle anomalie dans le fonctionnement du site, et le cas échéant de mettre en œuvre des actions correctives. Plus les anomalies sont détectées tôt, moins leur impact sur le milieu environnant est dommageable. Le contrôle de la qualité des eaux est réalisé grâce aux analyses effectuées en aval hydraulique du centre de stockage (2 points de contrôle minimum) comparées à une eau de qualité de référence, prélevée en amont hydraulique de l'unité de traitement.

L'évaluation de l'impact d'un C.E.T. II sur son environnement hydrogéologique est fondée sur l'analyse de polluants potentiels (métaux, matière organique, bactéries…) et sur la détermination d'indices globaux de la qualité des eaux (Demande Chimique en Oxygène, pH…) dans les échantillons prélevés en aval hydraulique du site, comparés aux résultats obtenus dans les échantillons de référence. L'interprétation de ces mesures est bien souvent problématique. En effet, ces méthodes présentent des limites analytiques car les lixiviats sont dilués dans les eaux souterraines et, bien souvent, le centre de stockage n'est pas le seul émetteur de substances polluantes. Ainsi, plusieurs questions se posent à l'exploitant de l'unité de stockage, parmi lesquelles :
-comment détecter une fuite ? quel est le seuil de pollution ?
-quelle sera la conséquence d'une contamination éventuelle des eaux sur l'environnement du site ?
-le centre de stockage est-il l'unique source de contamination ?

La contamination des eaux souterraines par des lixiviats de décharges fut étudiée dès la fin des années 70 (Baedecker et Back, 1979). Le devenir des métaux et de la matière organique a été suivi en aval des sites de stockage permettant de mettre en évidence, au sein des aquifères, des processus d'atténuation c'est-à-dire des mécanismes conduisant à la réduction des concentrations en substances polluantes. Ils sont de nature physique (dilution), physico-chimique (échange d'ions ou dispersion…) et biologique. Ainsi, l'introduction de lixiviat au sein d'un aquifère entraîne la formation d'un panache de pollution au sein duquel se met en place une séquence d'oxydo-réduction : à proximité de la décharge, des zones réductrices pour le fer, puis pour les sulfates et pour les nitrates se développent. Les paramètres bio-physico-chimiques locaux déterminant l'occurrence et l'expansion de ces zones sont encore mal connus.
L'expansion du panache de contamination est déterminée par la concentration en ions chlorure dans les eaux souterraines car ces ions sont présents en fortes concentrations dans les lixiviats (plusieurs milligrammes par litre) et ils sont considérés conservatifs c'est à dire que la dilution est leur seul mécanisme d'atténuation. Mais, les ions chlorure possèdent de nombreuses sources dans l'environnement et la mise en évidence d'une contamination des eaux est délicate parce qu'aucun seuil de contamination n'est défini. Par conséquent, l'usage de traceurs plus spécifiques s'est développé : des composés spécifiques absents dans les milieux naturels (toluène, benzène…) ou les isotopes de l'oxygène, de l'hydrogène (Hackley et al., 1996) et du carbone (Bogner et al., 1996). La dégradation de ces substances ou leur fractionnement isotopique au sein du panache de pollution autorisent uniquement une meilleure compréhension des mécanismes d'atténuation.

Les travaux de recherche présentés dans ce mémoire ont pour ambition la mise au point d'une nouvelle méthode de traçage des lixiviats dans les eaux souterraines afin de détecter les fuites de lixiviats ou bien une contamination des eaux à longue distance. Nous comparons l'utilisation de différents traceurs intrinsèques. Par " traceurs intrinsèques" on entend des traceurs existant au sein des lixiviats générés par les déchets.

Le plomb retient notre attention car il est présent dans de nombreux composés mis en décharge tels que les peintures, les accumulateurs électriques, les produits manufacturés divers (boites métal, vannes..), objets en PVC... . La proportion des isotopes stables du plomb (Pb-206,207,208) dans les minerais desquels il est extrait est fonction de l'origine géologique des gisements et permet de caractériser spatialement et de façon temporelle l'origine des émissions anthropiques (Doe, 1970 ; Flegal et Patterson, 1983). La composition isotopique en plomb des encaissants naturels (un aquifère par exemple) sera différente de celle du plomb anthropique. Il est donc possible qu'une décharge possède une signature isotopique en plomb spécifique. La détermination de ces isotopes stables, associée à l'étude du cycle du plomb, autorisent une approche qualitative mais aussi quantitative des mécanismes et cinétiques des échanges, aux interfaces solides solutions ainsi que des bilans de transport en milieu continental.

De même le strontium, généralement associé aux ions calcium, est présent dans de nombreux déchets : ciments, plâtres, charge minérale des plastiques, en fortes concentrations dans les matériaux de type écran de télévision.... La proportion des isotopes du strontium (Sr 86-87) reflète l'âge et la composition minéralogique de la roche dont il provient. Le strontium est utilisé comme traceur des processus géochimiques (Dash, 1969 ; DePaolo, 1986 ; Goldstein et Jacobsen, 1988). Un lixiviat de décharge peut donc posséder une signature isotopique en strontium spécifique qui sera différente de son encaissant, selon qu'il est carbonaté ou granitique.
La précision des analyses isotopiques permettra une circonscription plus fine de l'aire de contamination et une meilleure compréhension des interactions lixiviat-aquifère-environnement.

Les produits tensio-actifs, appelés plus communément agents de surface ou surfactants, sont des composés largement utilisés dans la vie quotidienne : ce sont les détergents. Les substances commerciales destinées au nettoyage sont des combinaisons de plusieurs agents de surface associés à d'autres molécules organiques. Après guerre, les savons furent remplacés progressivement par des molécules synthétiques. Ces dernières contenant des chaînes alkyles réticulées peu dégradables ont provoqué l'apparition de mousses autour des zones de rejets. De ce fait, à la fin des années 60, les alkylbenzènes sulfonates linéaires (LAS) furent commercialisés car ces molécules sont moins résistantes à la biodégradation. Considérés comme marqueurs de pollution anthropique, le comportement des LAS dans les milieux aquatiques de surface a fait l'objet de nombreuses recherches mettant en évidence l'affinité des LAS pour la phase particulaire et leur persistance sous des conditions anaérobies (Takada et al., 1987 ; Gonzales-Mazo, 1996 ; Giger et al., 1989 ; Field et al., 1992). Le devenir de ces molécules dans les eaux souterraines a été peu étudié (Thurman et al., 1986 ; Krueger et al., 1998). Cependant, malgré une atténuation par des phénomènes physico-chimiques de sorption, leur capacité de "traceur" de contamination anthropique fut démontrée. Par conséquent, nous évaluerons la capacité des tensio-actifs anioniques à tracer les lixiviats d'O.M. dans les eaux souterraines.

Le tributyl-n étain (TBT) est un composé organostanique largement utilisé dans l'industrie des plastiques (PVC, plastique alimentaire), les produits phytosanitaires et les peintures "anti-fouling". Il se dégrade en dibutyl-n étain (DBT) puis en monobutyl-n étain (MBT) et enfin en étain inorganique (Blunden et Chapman, 1982 ; Maguire et al., 1983 ; Navio et al., 1993). La pollution en TBT ne se limite pas à l'environnement marin (sédiments et eaux de mer), elle touche aussi les rivières, lacs et estuaires (Braman et Tompkins, 1979 ; Maguire et al., 1982 ; Langstone et Pope, 1995). Dans tous les cas, la présence de tributyl-n étain dans l'environnement est marqueur d'une source anthropique. Nous évaluerons la capacité des composés TBT, DBT et MBT à tracer une contamination des eaux souterraines par des lixiviats de C.E.T. II.

Le développement d'une nouvelle méthodologie d'expertise des eaux souterraines, en aval d'un C.E.T II, nécessite la connaissance de l'aquifère, de son fonctionnement et un accès facile à des piézomètres ou à des puits, permettant l'échantillonnage des eaux. Par conséquent, le choix des sites d'étude est très important. Le premier site qui a retenu notre attention est la décharge municipale de la Ville de Marseille : Centre de Traitement Biologique des Résidus Urbains. En effet, le contexte politique est favorable à notre étude, le site est très facile d'accès et l'hydrogéologie ainsi que l'impact de l'exploitation sont très bien caractérisés. Cette décharge et ses environs seront les supports de nos recherches préliminaires. Par la suite et afin de valider la méthodologie expérimentée au CTBRU, nous évaluerons l'impact, sur les eaux souterraines, d'un C.E.T. II implanté sur la commune de Sonzay (région tourangelle).

Ce mémoire s'articule autour des trois parties suivantes :
- la première partie est une synthèse bibliographique consacrée aux mécanismes de genèse et de propagation, au sein des aquifères, des lixiviats d'un C.E.T. II ;
- la deuxième partie concerne la mise en œuvre expérimentale de ce travail ;
- enfin, la troisième partie regroupe la présentation des deux sites étudiés et les résultats obtenus sur le terrain et au laboratoire.

DEVELOPPEMENT

Cette partie de la thèse, très technique, est accessible sur le site :
http://www.cerege.fr/theses/these_vilomet.htm


BILAN DES RESULTATS

Les travaux de recherche présentés dans ce mémoire avaient pour ambition la mise au point d'une nouvelle méthode de traçage des lixiviats dans les eaux souterraines afin de détecter les fuites ou bien une contamination des eaux à longue distance.

Dans un premier temps, nous avons évalué l'impact de la décharge municipale de la Ville de Marseille (C.T.B.R.U.) sur les eaux souterraines et mis en évidence un panache de pollution en aval du site. Délimitée grâce aux conductivités et aux concentrations en ions chlorure, la zone contaminée a une longueur maximale de 4.6 km. A cette distance, la concentration en ions chlorure rejoint le fond géochimique local. Les métaux lourds et la matière organique sont atténués sur les trois premiers kilomètres. Le développement de ce panache est très important, comparé aux décharges étudiées dans la bibliographie.
La géochimie du panache de pollution se caractérise par une zone réductrice pour le fer et une zone réductrice pour les nitrates. Il semble que les zones méthanogènes et réductrices des sulfates soient absentes.

Dans un deuxième temps, le traçage des lixiviats par les isotopes du plomb et du strontium s'est révélé très performant dans cet environnement complexe aux sources naturelles et contaminées multiples. Ces traceurs ont permis de mettre en évidence des transferts entre les réservoirs sol, aquifère et atmosphère, induits par des activités anthropiques. Ainsi, nous avons montré que l'agriculture pratiquée aux alentours du C.T.B.R.U. entraîne une contamination supplémentaire des eaux souterraines et modifie localement la géochimie du plomb et du strontium.
L'outil isotopique développé sur le C.T.B.R.U. a été appliqué sur le site de Sonzay. Les pôles "naturel" et "déchets"sont déterminés par la mesure des rapports isotopiques du strontium et du plomb. En l'absence de pollution, cette nouvelle méthode de traçage montre une contamination des eaux souterraines par les lixiviats de décharge.

Enfin, sur les sites de Sonzay et de Marseille, la présence de composés caractérisant une contamination anthropique a été recherchée. En l'absence d'autres sources, l'occurrence de tensio-actifs anioniques signifie une contamination des eaux souterraines par les lixiviats de décharge. Les composés organostanniques, le TBT notamment, présentent également de bonnes aptitudes au traçage des lixiviats dans les eaux souterraines. Cependant, ces composés sont absents des lixiviats du C.E.T. II de Sonzay. Les sources principales de TBT dans la décharge sont les objets en PVC dont la dégradation est lente. Cette méthode sera donc efficace sur les sites anciens.

Par conséquent, les objectifs initiaux sont atteints :
- la méthode de traçage des lixiviats de C.E.T. II utilisant les isotopes stables du plomb et du strontium distingue le fond géochimique local et les différentes sources de contamination comme les lixiviats, les fertlisants ou les apports atmosphériques ;
- cette nouvelle méthodologie autorise la mesure de traces et donc la détection de fuite de lixiviat ou bien la détermination d'une contamination à très longue distance ;
- le dosage de composés spécifiques et marqueurs d'activités anthropiques tels que les tensio-actifs anioniques et les composés organostanniques montre aussi une contamination des eaux souterraines par des lixiviats ; cependant, comme les chlorures ces substances possèdent des sources multiples dans l'environnement (station d'épuration, agriculture…), ces analyses devront être interprétées avec précautions.

PERSPECTIVES

Ces travaux ouvrent de nouvelles perspectives de recherche à la fois sur la caractérisation et l'identification dans l'environnement des lixiviats d'ordures ménagères et déchets assimilés.

Les signatures en strontium de la source "déchets", au sein du C.E.T. II de Sonzay et au droit du C.T.B.R.U. sont très proches. Evaluant l'impact de la décharge municipale de New York sur les eaux souterraines, Siegel et al. (2000) ont utilisé les isotopes du strontium. Les rapports 87Sr/86Sr mesurés dans les eaux fortement contaminées par des lixiviats sont très proches de ceux que nous avons mesurés. Il serait donc possible d'établir un "pôle" lixiviats d'ordures ménagères : 0.70845 < 87Sr/86Sr < 0.7095.
Afin de généraliser ces résultats, il est nécessaire d'analyser les lixiviats d'ordures ménagères prélevés dans d'autres décharges en France et à l'étranger.

En ce qui concerne le comportement et le transfert des contaminants vers les eaux souterraines, un rôle clé est joué par le matériel aquifère. L'étude que nous avons présentée s'est limitée à la caractérisation de la phase dissoute : les résultats concernant le fer, la matière organique ou les métaux lourds montrent qu'il existe des transferts de la phase précipitée vers la phase dissoute et inversement. Grâce à des forages judicieusement localisés, il serait possible de prélever des échantillons solides à différents degrés de contamination. La détermination des compositions isotopiques du plomb présent sous forme solide permettrait de mieux comprendre son atténuation au sein de l'aquifère.

L'étude des échantillons solides prélevés au sein du panache de pollution pourrait aussi contribuer à l'évaluation de l'impact de la réhabilitaion d'un site. La qualité de l'eau s'écoulant au sein de l'aquifère évoluera vers les conditions naturelles. Dans ce cas, la réaction d'un aquifère pollué par des lixiviats de décharges est inconnue. La détermination des compositions isotopiques du plomb et plus généralement l'ensemble des méthodes isotopiques permettant d'identifier les sources émettrices de contaminants apporteraient une aide précieuse à la mise en évidence et à la compréhension des mécanismes mis en jeu.

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