# Évaluation de l'impact des lixiviats d'une décharge d'ordures ménagères sur la qualité physico-chimique et bactériologique des eaux d'un ruisseau de Franche-Comté

Hicham Khattabi, Lotfi Aleyai, Christiane Lovy, Jacky Mania

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Hicham Khattabi, Lotfi Aleyai, Christiane Lovy, Jacky Mania. Évaluation de l'impact des lixiviats d'une décharge d'ordures ménagères sur la qualité physico-chimique et bactériologique des eaux d'un ruisseau de Franche-Comté. Environnement, Ingénierie & Développement, 2001, N°24 - 4ème Trimestre 2001, pp.3-6. 10.4267/dechets-sciences-techniques.1384. hal-03178772

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# ÉVALUATION DE L'IMPACT DES LIXIVIATS D'UNE DÉCHARGE D'ORDURES MÉNAGÈRES SUR LA QUALITÉ PHYSICO-CHIMIQUE ET BACTÉRIOLOGIQUE DES EAUX D'UN RUISSEAU DE FRANCHE-COMTÉ

Hicham Khattabi, Lotfi Aleyai, Christiane Lovy*, Jacky Mania**

*Université de Franche-Comté - **École universitaire d'ingénieurs de Lille (Eudil)

Dans le cadre de l'étude de l'impact du lixiviat de la décharge d'Etueffont (NE de Belfort, France), préalablement traité par lagunage naturel, sur un ruisseau récepteur avoisinant, nous avons suivi l'évolution spatiale du pH, du Eh, d'O₂, du NO₃⁻, du Cl⁻, de la DCO et de l'abondance bactérienne de l'amont du ruisseau jusqu'à 500 m en aval. Les échantillons d'eau ont été prélevés le 13 juin 1999 à l'aise de d'une bouteille Van-Dorn. Il apparaît que le rejet des lixiviat dans le ruisseau provoque une augmentation des teneurs en chlorures, nitrates, matières organiques et une diminution des teneurs en oxygène dissous. Ces phénomènes s'inversent en aval (à 500 m de la zone d'influence). Le ruisseau retrouve, par le biais d'une auto-épuration naturelle, sa composition physico-chimique initiale. La densité bactérienne augmente de l'amont à l'aval et sa distribution spatiale semble indépendante du rejet. Enfin, il semble que la pollution engendrée par le lixiviat dans le ruisseau ne dépasse pas son pouvoir auto-épuratoire.

To evaluate the landfill leachate impact on the stream water quality, we assessed the spatial evolution of several abiotic and biotic parameters in Etueffont domestic landfill (Belfort, France). The samples were taken in 13 June 1999 with a Van-Dorn bottle from upstream to downstream. The study showed that leachate rejection resulted in an increase of the pH, NO₃⁻, Cl⁻ and COD concentrations in the first meters after rejection. In downstream, however the reverse was quoted. Bacterial abundance increased from upstream to downstream with no relationship between this biological compartment and leachate rejection. Finally, it seems likely that the abilities of self regulation of brook were higher to the leachate-induced pollution.

## INTRODUCTION

En dépit de la norme (ISO 2000) stipulant une gestion rationnelle des décharges d'ordures ménagères, les lixiviat de décharges d'ordures ménagères peuvent engendrer des perturbations des écosystèmes aquatiques souterrains et superficiels. De fait, les lixiviat de décharges sauvages ou mal exploitées peuvent soit s'infiltrer dans le sous-sol et contaminer les eaux souterraines (Gray, Mather et Harrison 1974, Ragle et al. 1995, Howard et

al. 1996, Jensen et al. 1999, Baun et al. 2000), soit encore après drainage, collecte et/ou traitement, être rejetés dans les eaux superficielles (Cameron et Koch 1980, Gordon et al. 1988 et Joly 1988). Par ailleurs, les études ayant trait à l'impact des rejets de lixiviat de décharges d'ordures ménagères sur les écosystèmes aquatiques sont rares. Elles se sont le plus souvent limitées à l'évaluation de la toxicité des acides organiques présents en grande quantité dans les lixiviat pouvant aboutir à la formation de complexes toxiques avec les éléments métalliques (Fraser et al. 2000). De plus, à notre connaissance, les études du compartiment bactérien évoluant dans les effluents rapportées dans la littérature se sont limitées à des observations qualitatives et/ou à des dénombrements sur gélose (Dorothy et al. 2001), cette technique aboutissant à une sous estimation des effectifs bactériens par rapport au comptage en microscopie à épifluorescence (Carrias, 1998). Afin d'évaluer l'impact du lixiviat de la décharge d'ordures ménagères d'Etueffont (NE de Belfort, France), nous avons suivi l'évolution de la qualité physico-chimique et bactériologique du ruisseau recevant ces lixiviat.

## MATÉRIELS ET MÉTHODES

### Site étudié

La décharge d'ordures ménagères du Pays Sous-Vosgien est située au NE de Belfort (France) (figure 1). Les caractéristiques morphométriques sont rapportées par ailleurs (Khattabi et al. 2001). Le lixiviat produit est collecté en aval de la décharge et traité par lagunage naturel dans quatre bassins. Le lixiviat traité est ensuite injecté dans un petit ruisseau de débit moyen annuel de 864 m³/j et d'une profondeur moyenne de 0,20 m.

### Échantillonnage et analyses

#### Échantillonnage

Les prélèvements d'eau ont été effectués le 13 juin 1999 entre 12 h et 14 h à la buse de sortie du dernier bassin (S), dans le ruisseau à l'amont du rejet (A), où se déverse le lixiviat (M), à 20 m en aval du rejet (V20), à 40 m en aval du rejet (V40), à 60 m en aval du rejet (V60), à 100 m en aval du rejet (V100), à 200 m en aval du rejet (V200), à 300 m en aval du rejet (V300) et à 500 m en aval du rejet (V500).
<figure><img src="image_2.png" /><figcaption>Figure 1 : Schéma simplifié de la station d'Etueffont.</figcaption></figure>

## Paramètres physico-chimiques

Les mesures de la température, du pH, de la conductivité élec-
trique et de l'oxygène dissous ont été effectuées *in situ* à l'aide
d'une sonde multiparamètres (Multiline P3 PH/LF-SET). Les
teneurs en sulfates et en chlorures ont été dosées par chro-
matographie ionique (Dionex DX-100), celles de la DCO par
photométrie (Photolab spektral).

## Abondance bactérienne

Une fraction d'aliquote (50 ml) de chaque prélève-
ment a été préfiltrée sur une toile en nylon de 160
µm de vide des mailles, puis fixée au formaldéhyde
(concentration finale 2 %). Au laboratoire 5 ml de
chaque échantillon ont été colorés au DAPI (4,6
diamino 2 phénylindol) et filtrés sur une membra-
ne millipore noire de porosité 0,2 µm. Afin d'avoir
une dispersion homogène des cellules, un filtre noir
en acétate de cellulose (Sartorius, porosité 1,2 µm)
est placé au dessous du filtre noir. Après une incu-
bation de 15 mn, le filtre est monté entre lame et
lamelle et immédiatement congelé à -25 °C. Le
dénombrement bactérien a été effectué à l'aide d'un
microscope inversé à épifluorescence (Leica DM
IRB) en ultra-violet (Porter et Feig, 1980). Le filtre
utilisé est de type: UG1-DM400-L420 permettant
l'observation en UV des bactéries hétérotrophes qui
émettent une intense fluorescence bleue brillante
alors que le matériel détritique est coloré en jaune
pale. Les dénombrements ont toujours porté sur 500
à 800 bactéries (10 % de précision).

# RÉSULTATS

## Température

Les valeurs des températures de l'eau du ruisseau observées varient entre 13 (V500) et 17,3 °C (M). L'évolution spatiale de ce paramètre depuis l'amont jusqu'à 500 m en aval de la zone d'influence met en évidence un faible réchauffement des eaux en aval du rejet (figure 2d).

## pH

Les valeurs de pH enregistrées dans le ruisseau varient de 7,4 (A) à 8,3 (M). Le pH du ruisseau est légèrement basique. Toutefois, l'injection des lixiviats traités ayant un pH légèrement supérieur à celui du ruisseau (8,3) engendre une faible augmentation de la basicité de l'eau du ruisseau qui passe de 7,4 (A) à 7,6 (V500) (figure 2c).

## Potentiel redox (Eh)

L'évolution spatiale de ce paramètre montre des fluctuations de -67 (V20) à 153 mV (V500) (figures 2e) selon la proximité ou l'éloignement du rejet. Cependant la valeur la plus faible de Eh a été enregistrée à 20 m du rejet (-67 mV). Dés que l'on s'éloigne de la zone d'influence on enregistre des potentiels redox plus importants (153 mV à V500).

## Oxygène dissous ($O_2$)

Les valeurs de l'oxygène dissous varient d'un point à un autre. Les teneurs enregistrées dans le ruisseau fluctuent entre 3,1 (V20) et 6,9 mg·l⁻¹ (V500). L'oxygénation la plus importante enregistrée dans le ruisseau est celle observée à V500. L'effet du lixiviat est très marqué par une diminution des teneurs en oxygène dissous dans les 40 m en aval du rejet (5,6 mg·l⁻¹ en amont et 3,1 mg·l⁻¹ a 40 m en aval). Ce paramètre présente généralement des variations similaires à celles de l'Eh (figures 2f).

<figure><img src="image_3.png" /><figcaption>Figure2 : Évolution spatiale de Cl-, de la température, de l'O₂ dissous, du Eh, de la densité bactérienne et de la DCO dans le ruisseau</figcaption></figure>
<figure><img src="image_4.png" /><figcaption>Figure 2 (suite)</figcaption></figure>

### Nitrates ($NO_3^-$)

Les teneurs en nitrates enregistrées dans le ruisseau oscillent entre 30 (A) et 75 mg. l⁻¹ (V20). La figure 2b montre une augmentation importante des teneurs en nitrates dans le ruisseau qui passe de 30 mg. l⁻¹ en amont (A) à 75 mg. l⁻¹ en aval à 20 m du rejet. Toutefois, une légère diminution des nitrates a été observée à 500 m en aval (V500) avec 44 mg. l⁻¹ seulement.

### Chlorures ($Cl^-$)

Les teneurs en chlorures oscillent entre 60,7 (V300) et 144,7 mg. l⁻¹ (M). La teneur élevée en chlorures dans le lixiviat (165,4 mg. l⁻¹) est largement supérieure à celle du ruisseau (66,4 mg. l⁻¹). Cependant cet apport allochton de chlorures se répercute largement en aval du rejet et on retrouve les valeurs initiales à partir de 300 m en aval (figure 2a).

<table><caption>Tableau 1 : Composition physico-chimique moyenne du lixiviat après traitement</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="4">Lixiviats traités</th></tr><tr><th>Moy</th><th>Ecar</th><th>Min</th><th>Max</th></tr></thead><tbody><tr><td>Q (l. s<sup>-1</sup>)</td><td>2,46</td><td>2,64</td><td>0,06</td><td>8,60</td></tr><tr><td>Cond (µs. cm<sup>-1</sup>)</td><td>1772</td><td>266</td><td>1303</td><td>2130</td></tr><tr><td>T (°C)</td><td>12,07</td><td>7,33</td><td>1,50</td><td>20,20</td></tr><tr><td>pH</td><td>7,12</td><td>1,49</td><td>4,09</td><td>8,77</td></tr><tr><td>O<sub>2d</sub> (mg. l<sup>-1</sup>)</td><td>5,52</td><td>4,46</td><td>0,44</td><td>18,30</td></tr><tr><td>Eh (mV)</td><td>94</td><td>71</td><td>-86</td><td>164</td></tr><tr><td>MES (mg. l<sup>-1</sup>)</td><td>24</td><td>20</td><td>6</td><td>60</td></tr><tr><td>chl α (µg. l<sup>-1</sup>)</td><td>10,99</td><td>24,13</td><td>0,87</td><td>87,04</td></tr><tr><td>DBO (mg. l<sup>-1</sup>)</td><td>20</td><td>17</td><td>1</td><td>65</td></tr><tr><td>DCO "</td><td>240</td><td>83</td><td>114</td><td>443</td></tr><tr><td>NH<sub>4</sub>"</td><td>55</td><td>15</td><td>38</td><td>98</td></tr><tr><td>HCO<sub>3</sub>"</td><td>645</td><td>92</td><td>500</td><td>781</td></tr><tr><td>F"</td><td>0,13</td><td>0,17</td><td>0,00</td><td>0,42</td></tr><tr><td>Cl"</td><td>192</td><td>46</td><td>123</td><td>260</td></tr><tr><td>NO<sub>3</sub>"</td><td>88</td><td>85</td><td>7</td><td>283</td></tr><tr><td>SO<sub>4</sub>"</td><td>119</td><td>127</td><td>51</td><td>519</td></tr><tr><td>PT"</td><td>0,25</td><td>0,08</td><td>0,16</td><td>0,41</td></tr><tr><td>NT"</td><td>66</td><td>12</td><td>66</td><td>66</td></tr><tr><td>Fe"</td><td>2,51</td><td>1,53</td><td>0,02</td><td>5,10</td></tr><tr><td>Ni"</td><td>0,80</td><td>1,30</td><td>0,05</td><td>4,93</td></tr><tr><td>Zn"</td><td>1,11</td><td>0,83</td><td>0,35</td><td>2,91</td></tr><tr><td>Sn"</td><td>0,19</td><td>0,34</td><td>0,00</td><td>1,04</td></tr><tr><td>Cr"</td><td>0,08</td><td>0,08</td><td>0,00</td><td>0,22</td></tr><tr><td>Mn"</td><td>1,91</td><td>1,10</td><td>0,10</td><td>3,49</td></tr><tr><td>Cu"</td><td>0,15</td><td>0,18</td><td>0,00</td><td>0,58</td></tr></tbody></table>

### Demande chimique en oxygène (DCO)

Les valeurs de la DCO observées dans le ruisseau varient entre 55 mg. l⁻¹ (A) et 160 mg. l⁻¹ (M). La valeur maximale de DCO a été observée sur le point (M), c'est à dire dans la zone de brassage des eaux du ruisseau et des lixiviat, provoquant ainsi un enrichissement en matières organiques du ruisseau (figure 2h). Toutefois, l'éloignement de la zone d'influence montre une légère diminution de la DCO (80 mg. l⁻¹ à 500 m en aval), qui demeure néanmoins plus élevée à la valeur enregistrée à l'amont du ruisseau (55 mg. l⁻¹).

### Abondance bactérienne

Les densités bactériennes observées au cours du suivi flucuent entre 0,02 (A) à 0,04 10⁶ bactéries. ml⁻¹ (V500). L'abondance bactérienne la plus faible a été observée à l'amont du ruisseau (0,023 10⁶ bactéries. ml⁻¹). Cette abondance reste comparable à celle observée dans le lixiviat (0,033 10⁶ bactéries. ml⁻¹). Par ailleurs, il apparaît une légère augmentation des densités bactériennes sur les points V300 et V500, avec des valeurs respectives de 0,04 10⁶ bactéries. ml⁻¹ et de 0,041 10⁶ bactéries. ml⁻¹ (figure 2b). Qualitativement l'abondance bactérienne s'accompagne d'une dominance des formes bacilles (≈ 15% du peuplement bactérien) rarement présentes dans le lixiviat (≈ 5% du peuplement bactérien). Le suivi de l'abondance bactérienne dans le ruisseau avant et après rejet des lixiviat, met en évidence une évolution inverse à celle observée pour la DCO.

### DISCUSSION

La composition physico-chimique des lixiviat de la décharge d'Etueffont traités (tableau 1) montre des teneurs au dessous des normes préconisées par l'article 46 du projet d'arrêté ministériel du 1er septembre 1995. Toutefois, la présence d'une perturbation possible est toujours envisageable, en raison de la faible charge minérale et organique du ruisseau (près de la source).

Le suivi de la température de l'eau du ruisseau de l'amont à 500 m en aval du rejet, met en évidence un faible réchauffement du ruisseau par le lixiviat (élévation de 2 °C). Cette élévation tend à disparaître à 100 m en aval du rejet et le ruisseau reprend sa température initiale (13 °C). Pour le pH et à l'exception de la zone de mélange (M), où on assiste à une légère augmentation des valeurs (passant de 7,4 à 8,3) suite à la forte basicité du lixiviat (8,3), les valeurs enregistrées en aval sont quasi-identiques. Le rejet du lixiviat dans le ruisseau entraîne une légère oxygénation du ruisseau (6,3 mg. l⁻¹). Cette oxygénation semble être liée au brassage mécanique provoqué lors de l'in-
jection du lixiviat dans le ruisseau. Dés que l'on s'éloigne de la
zone du mélange on assiste à une diminution des teneurs en oxy-
gène dissous (3 mg. l⁻¹). Cette désoxygénation brutale est vrai-
semblement liée à la décomposition des matières organiques
importées par le lixiviat traité. Cette désoxygénation s'étale sur
60 m en aval. À partir de 100 m en aval on enregistre une légè-
re augmentation des teneurs (3,9 mg. l⁻¹). Cette élévation des
teneurs en oxygène s'accentue plus en aval (200 m), à partir de
cette distance on retrouve les valeurs initiales en oxygène dis-
sous (jusqu'à 6,9 mg. l⁻¹ à 500 m). Ce retour à l'état initial est
lié à : (i) : la dégradation de la matière organique en amont, (ii) :
au développement important des algues (dominance de zones
mortes et diminution de la pollution), (iii) : à l'oxygénation du
ruisseau par apport d'eau du bassin versant. Cette évolution est
confirmée par une évolution similaire du potentiel redox qui
enregistre la même tendance que celle observée pour l'oxygène
dissous. Le Eh passe de -67 mV (à 10 m du rejet) à 153 mV (à
500 m en aval). L'évolution des teneurs en nitrates montre
une augmentation des teneurs en NO₃⁻ en aval du rejet (les
teneurs en nitrates passe de 30,2 mg. l⁻¹ en amont à 75 mg. l⁻¹
à 20 m du rejet) par l'apport d'eau nitratée du lixiviat. Toutefois
une légère diminution des teneurs en nitrates en aval (à partir
de 300 m) semble être liée à l'action conjuguée de deux fac-
teurs : (i) : dilution par des eaux moins chargées en nitrates du
ruisseau et celles provenant du bassin versant, (ii) dénitrifica-
tion sous l'action microbienne (Wyer 1988; Montuelle et al.,
1996). La diminution des teneurs en chlorures en aval de la zone
d'influence pourrait être attribuée à la dilution par l'apport du
ruisseau et du bassin versant d'eau faiblement minéralisée. Le
suivi des valeurs de la DCO met en évidence une chute des
teneurs en DCO de l'amont à l'aval. Les teneurs en DCO pas-
sent de 155 mg. l⁻¹ à 10 m à 80 mg. l⁻¹ en aval du rejet (500 m).
La dilution et la biodégradation semblent être les principaux fac-
teurs de cette diminution spatiale de la charge organique. De
plus, Zagorc-Konan et Omen (1999) ont mis en évidence l'im-
portance de l'épuration par le biais des bactéries dans les pro-
cessus d'auto-épuration des rivières polluées par des eaux
industrielles. Cette diminution de la charge organique alloch-
tone en aval coïncide avec une légère augmentation de l'effec-
tif bactérien. En effet, la densité bactérienne varie de 0,023.10⁶
bactéries. ml⁻¹ en amont du ruisseau à 0,041.10⁶ bactéries.
ml⁻¹ à 500 m en aval. Celle-ci pourrait être liée à la diminution
de la charge polluante importée par le lixiviat. Toutefois, Baccella
et al. (2000) ont mis en évidence une évolution inverse entre
les bactéries et la DCO. Il apparaît, d'après nos résultats que
les variations de la composition physico-chimique de l'eau du
ruisseau sous l'effet du rejet du lixiviat se répercutent faiblement
sur l'abondance bactérienne. Ce qui nous laisse penser à un taux
peu important de toxines dans le lixiviat et/ou à la présence d'une
charge organique à dominante non biodégradable. De plus,
une évolution morphotypique a été observée avec une présence
plus importante des formes bacilles, rarement présent dans le
lixiviat et à l'amont du ruisseau. Cette substitution des cocci par
les bacilles en aval vient confirmer l'amélioration qualitative de
l'eau à l'aval du rejet.

CONCLUSION

Il ressort de nos observations qu’un impact limité des lixiviats traités de la décharge d’Etueffont sur le ruisseau avoisinant est envisageable. En effet, si le lixiviat traité rejeté dans le ruisseau entraîne une modification de la composition physico-chimique du ruisseau dans les premiers mètres en aval du rejet, cette modification tend à disparaître à partir de 300 m en aval du rejet. De plus, une substitution morphotypique bactérienne a été mise en évidence le long du ruisseau confirmant l’amélioration physico-chimique de l’eau du ruisseau en aval. Ce pouvoir autoépuratoire naturel du ruisseau semble minimiser l’impact du lixiviat traité sur le milieu récepteur (ruisseau). Sur un plan strictement méthodologique, l’évolution des teneurs en oxygène dissous donne une information préliminaire utile de l’impact des lixiviats traités de la station d’Etueffont sur la qualité des eaux superficielles d’un petit ruisseau. Il reste toutefois à étudier l’impact des lixiviats sur une longue période en incluant la période de hivernale caractérisée par ces mauvais rendements épura-toires de la station, la pathogénicité des bactéries décomptées ainsi que l’écotoxicité des lixiviats concernés.

*Hicham Khattabi, Lotfi Aleyai et Christiane Lovy*

Laboratoire de biologie et écophysiologie, Université de Franche-Comté,
1, Place Leclerc, 25030 Besançon cedex (France).

**Jacky Mania,**

Département de géotechnique et génie civil, École universitaire d'ingénieurs de Lille (EUDIL), 59655 Villeneuve d'Ascq (France).

Remerciements

Les auteurs remercient Bruno Régent, Hervé Grise et tous les agents du SICTOM, pour leur contribution à l'élaboration de ce document.

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