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Caphéine : CAractérisation des PHEnomènes de transfert en zone

INsaturée des Eléments traces : Bibliographie

Rapport final BRGM/RP-56024-FR

Avril 2008

Mots clés : Zone non saturée, éléments traces, comportement, hydrodynamique, géochimie, modélisation. En bibliographie ce rapport sera cité de la façon suivante : Bataillard Ph. et Guérin V. (2008) – CAractérisation des PHEnomènes de transfert en zone INsaturée des Eléments traces, rapport final, BRGM/RP-56024-FR. 202 p. © BRGM, 2005, ce document ne peut être reproduit en totalité ou en partie sans l’autorisation expresse du BRGM.

Caphéine : rapport final phase 1

BRGM/RP-56024-FR – Rapport final 5

Synthèse

Le projet CAPHEINE a pour objectif d’aboutir à la mise à disposition des décideurs d’une méthodologie permettant de préciser les contextes (fonction de la typologie des sites, des polluants, de la géologie et de l’hydrologie) dans lesquels il est utile de prendre en compte la zone non saturée du site dans l’évaluation des risques. Le projet vise à préciser dans ces cas : les paramètres hydrologique, chimique à acquérir ; les méthodes existantes pour acquérir ces paramètres ; et la façon de les intégrer aux modèles pour avoir une modélisation plus réaliste du fonctionnement du site grâce à la prise en compte de la ZNS.

Ce projet est le fruit d’une collaboration entre l’Ademe (convention n° 0672C0017), le Brgm, le CEA et l’INERIS.

Avant d’élaborer cette méthodologie, l’avancement des connaissances sur le fonctionnement de la ZNS des sites contaminés a été établi. L’état des lieux sur le mode de prise en compte de ce compartiment lors des études de risque a également été réalisé. Cette étape du projet (phase 1 du programme) dont les résultats sont présentés dans ce rapport, avait donc pour objectif :

• de rappeler le fonctionnement de la zone non saturée et ses conséquences sur le comportement des éléments traces susceptibles de la traverser (Chapitre 2),

• de lister les moyens de modélisation (Chapitre 3) et d’investigation (Chapitre 4) disponibles actuellement pour la caractériser,

• de préciser, au regard du type de zone non saturée pouvant être observé en France à l’aplomb des sites industriels, comment, en pratique, la zone non saturée est prise en compte dans les études relatives aux sites et sols pollués par les organismes de recherche, les bureaux d’étude et les inspecteurs des DRIRE (Chapitre 5).

Au travers de cette étude bibliographique, la complexité des phénomènes hydriques et chimiques régissant le comportement des éléments traces métalliques dans la zone non saturée a été explicitée (Chapitre 2).

Les outils de modélisation prenant en compte la zone non saturée, même s'ils présentent des limites, permettent d'aller d'ores et déjà plus loin dans la description des phénomènes que les modèles ne prenant en compte que la zone saturée (Chapitre 3). Ces derniers reposent sur l’utilisation d’un facteur de retard pour prendre en compte la réactivité de l’aquifère vis-à-vis des polluants, ce qui est peu représentatif des phénomènes réels.

La connaissance et la modélisation des phénomènes régissant la migration des polluants en zone non saturée demande l'acquisition de données. Les différents modes


6 RGM/RP-56024-FR – Rapport final

d’acquisition sont présentés pour chaque type de paramètres, ainsi qu'une réflexion critique sur la validité, le coût associé, la qualité et la représentativité des données auxquelles ils donnent accès (Chapitre 4).

Actuellement de nombreux outils permettent d'accéder à la détermination des paramètres de la zone non saturée. Cependant, les consultations auprès des représentants des bureaux d'études et des inspecteurs des DRIRE, ont montré que la zone non saturée n'est généralement qu'évoquée dans les études. Elle est abordée indirectement via la définition des couches pédologiques et géologiques la constituant et via les battements de nappe qui permettent de définir son épaisseur. Du point de vue chimique, seuls des tests de lixiviation sont parfois réalisés. Il s’agit très essentiellement d’essais en batch, dont l’objectif est plus de juger de l’acceptabilité en décharge des matériaux contaminés que de comprendre le comportement des polluants (Chapitre 5).

Une fois les autres étapes du projet réalisées, le projet CAPHEINE apportera des clefs permettant de mieux interpréter les résultats d’analyse et notamment de mieux expliquer les teneurs en polluants dans la nappe. Il permettra de prédire leur évolution possible sur la base des mécanismes réels qui contrôlent la mobilité des polluants. Il s’agit d’une demande forte des gestionnaires de sites et sols pollués identifiée lors de la phase 1 du projet. La méthodologie proposée sera également utile pour justifier certains choix de gestion, comme par exemple les cas où on déciderait de laisser en place une pollution et que l'on veuille démontrer son innocuité.

Parallèlement à ce rapport « bibliographique » (phase 1), un rapport « modélisation » (phase 1bis) synthétise les difficultés rencontrées et les limites des modélisations utilisées actuellement dans les études de risque eaux souterraines. Les sites sélectionnés et les modélisations « simplifiées » réalisées par les différentes équipes sont disponibles en annexe au rapport « modélisation ».



Sommaire

1. Introduction.............................................................................................................15

2. Mécanismes en jeu dans la ZNS ...........................................................................17

2.1 LES ÉCOULEMENTS DANS LA ZONE NON SATURÉE .................................17 2.1.1 Généralités ...............................................................................................17 2.1.2 Bilan hydrique et écoulement ...................................................................18 2.1.3 Formalisation des écoulements dans la zone non saturée ......................21 2.1.4 Difficultés actuelles...................................................................................24

2.2 RÉACTIVITÉ DE LA ZNS VIS-À-VIS DES ETM................................................25 2.2.1 Mécanismes chimiques en jeu à l’échelle moléculaire .............................25 2.2.2 Comportement des ETM à l’échelle de l’agrégat......................................27 2.2.3 Comportement des ETM à l’échelle de la ZNS ........................................28

3. Modélisation des transferts en zone non saturée ...............................................35

3.1 GENERALITÉ ....................................................................................................35

3.2 MODELISATION DE LA RÉACTIVITÉ CHIMIQUE ...........................................36 3.2.1 Approche empirique .................................................................................36 3.2.2 Approche mécanistique ............................................................................39

3.3 OUTILS DISPONIBLES.....................................................................................46

3.4 DIFFICULTÉS POSÉES PAR LA MODÉLISATION EN ZONE NON SATURÉE49

4. Avantages et inconvénients des différentes approches pour l’acquisition des paramètres caractéristiques de la zone non saturée ..........................................51

4.1 DÉTERMINATION DES PARAMÈTRES HYDRIQUES.....................................51 4.1.1 Données de terrain ...................................................................................52 4.1.2 Données de laboratoire ............................................................................54 4.1.3 Comparaison des différents modes d'acquisition .....................................54 4.1.4 Données bibliographiques ........................................................................55

4.2 DÉTERMINATION DES PARAMÈTRES CHIMIQUES......................................55 4.2.1 Données de terrain ...................................................................................55 4.2.2 Données de laboratoires ..........................................................................56 4.2.3 Données bibliographiques ........................................................................59


8 BRGM/RP-56024-FR – Rapport final

5. Etat des lieux de la prise en compte de la ZNS dans les études de risque en France...................................................................................................................... 61

5.1 LA ZONE NON SATURÉE EN FRANCE .......................................................... 61 5.1.1 Particularité .............................................................................................. 61 5.1.2 Nature de la zone non saturée................................................................. 61 5.1.3 Epaisseur de la zone non saturée............................................................ 64 5.1.4 Matrice épaisseur-nature de la zone non saturée.................................... 66 5.1.5 Vulnérabilité des nappes et sites industriels ............................................ 67 5.1.6 Limites des Données disponibles............................................................. 69

5.2 PROGRAMME DE RECHERCHE EN FRANCE............................................... 70 5.2.1 Projets relatifs à l’hydrodynamique .......................................................... 71 5.2.2 Projets relatifs à la réactivité chimique de la ZNS.................................... 75 5.2.3 Projets relatifs à la modélisation .............................................................. 78 5.2.4 Projets intégré .......................................................................................... 79

5.3 PRISE EN COMPTE DE LA PROBLÉMATIQUE ETM À TRAVERS LA CONSULTATION DE QUELQUES EDR........................................................... 80 5.3.1 Dans la ZNS............................................................................................. 81 5.3.2 Dans la nappe .......................................................................................... 82 5.3.3 Modélisation ............................................................................................. 82

5.4 ACTEURS INSTITUTIONNELS : DRIRE .......................................................... 82 5.4.1 Positionnement par rapport à la problématique ....................................... 83 5.4.2 La ZNS : quels outils/méthodes pour la prendre en compte .................... 83 5.4.3 Modélisation ............................................................................................. 84 5.4.4 Besoins exprimés..................................................................................... 84

5.5 BUREAUX D’ÉTUDE ........................................................................................ 84 5.5.1 Positionnement par rapport à la problématique ....................................... 84 5.5.2 La ZNS : quels outils/méthodes pour la prendre en compte .................... 85 5.5.3 Modélisation ............................................................................................. 86 5.5.4 Besoins exprimés..................................................................................... 86

5.6 SYNTHÈSE ET PROPOSITION DE RÉPONSES ............................................ 87

6. Conclusions et perspectives................................................................................. 89

7. Bibliographie .......................................................................................................... 91



Liste des tableaux

Tableau 1 : Courbes de rétention (d’après Amraoui, 1996) ......................................... 22

Tableau 2 : Conductivité hydraulique (d’après Amraoui, 1996).................................... 23

Tableau 3 : Liste des codes couplés chimie transport fonctionnant en zone non saturée ..........................................................................................................................48

Tableau 4 : Présentation schématique des différents types de formations géologiques (d’après Callier, 1996)...............................................................................64

Tableau 5 : Echelle des informations utilisées pour l’établissement des cartes de vulnérabilité ...................................................................................................................69

Tableau 6 : Principaux processus de la pédogenèse (d’après Gobat et al., 2003). ... 107

Tableau 7 : Méthodes de mesure de l’infiltration........................................................ 125

Tableau 8 : Méthodes de mesure de la conductivité hydraulique en forage .............. 126

Tableau 9 : Outils de mesure de la perméabilité ........................................................ 127

Tableau 10 : Méthodes de mesure de l’humidité in situ ............................................. 129

Tableau 11 : Outils de mesure de l’humidité sur site d’après Laurent, 2006.............. 130

Tableau 12 : Méthodes de mesure de la succion in situ ............................................ 131

Tableau 13 : Différents tensimètres disponibles chez SDEC..................................... 132

Tableau 14 : Techniques pour la mesure de la densité apparente sur le terrain ....... 133

Tableau 15 : Facteurs physiques nécessaires à une estimation de l'évaporation ..... 134

Tableau 16 : Méthodes directes de mesure de l’évaporation..................................... 134

Tableau 17 : Techniques disponibles et en développement pour la mesure sur site des métaux (d’après USEPA, 2004c)..........................................................................139

Tableau 18 : Dispositifs de prélèvement d’eaux interstitielles .....................................141

Tableau 19 : Techniques de prélèvement d’eau interstitielle à l’avancement (Côme et al., 2006 ; USEPA, 2005) ........................................................................................142

Tableau 20 : Techniques pour la mesure de la conductivité hydraulique à saturation au laboratoire ..............................................................................................................142



Tableau 21 : Techniques pour la réalisation des courbes de rétention au laboratoire144

Tableau 22 : Outils pour la détermination de courbe de rétention ..............................144

Tableau 23 : Techniques pour la mesure de la granulométrie au laboratoire.............146

Tableau 24 : Technique pour la mesure de la densité apparente au laboratoire........146

Tableau 25 : Techniques pour la mesure de la porosité au laboratoire......................147

Tableau 26 : Normes déchets.....................................................................................149

Tableau 27 : Normes expérimentales déchets ...........................................................150

Tableau 28 : Normes sol.............................................................................................151

Tableau 29 : Valeurs de porosité totale et de conductivité hydraulique estimées à partir de la granulométrie de sédiments [Castany, 1982] ........................................... 152

Tableau 30 : Calage des paramètres de van Genuchten pour 4 matériaux dans le nord de la France (Noyer, 2003)................................................................................. 153

Tableau 31 : Calage des paramètres de la courbe de rétention et de la perméabilité pour 3 matériaux (Lassabatère, 2006)........................................................................ 154

Tableau 32 : Variation du coefficient de ruissellement selon le type de couverture ...154

Tableau 33 : Quelques bases géochimiques..............................................................155

Tableau 34 : Caractéristiques des expérimentations en écoulements dynamiques, (projet LIMULE, Guyonnet et al., 2006) ...................................................................... 159

Tableau 35 : Classe et poids des différents critères retenus dans la Méthode DRASTIC .................................................................................................................... 181

Tableau 36 : Classification et indexation des critères de vulnérabilité intrinsèques : Marie Galante (Bezelgues et al., 2006) ...................................................................... 183

Tableau 37 : Pondération des critères de vulnérabilité intrinsèques : Marie galante..183



Liste des figures

Figure 1 : Coupe transversale réalisée à environ 30 cm de profondeur montrant l’échange latéral restreint entre macropores et matrice dans un sol de la région d’Oensingen (Suisse – canton de Soleure) après arrosage superficiel au bleu brillant (Alaoui, 2007 avec autorisation). .................................................................................. 18

Figure 2 : Schéma d’une colonne de sol non saturée, teneur en eau et conductivité hydraulique (s indique l’état à saturation) (Chen et al., 2002) ...................................... 24

Figure 3 : Schéma de synthèse illustrant les différents mécanismes de fixation d’un complexe aqueux chargé à l’interface liquide solide . .................................................. 26

Figure 4 : Comportement des ions métalliques au sein d’un sol d’après Mc Laughlin (2001) (avec autorisation)............................................................................................. 28

Figure 5 : Variations de température mesurées (trait plein) et calculées (pointillés) à la surface et à 15, 30 et 50 cm de profondeur d’un sol de l’Ile de Vancouver (Canada) exposé sud, en aout, pendant 6 jours sans pluie et après une coupe claire de la végétation (Stathers et al., 1985). ................................................................................ 32

Figure 6 : Coupe verticale d’un podzosol (photo Alain Ruellan) Climat : tempéré froid...................................................................................................................................... 33

Figure 7 : Principaux type de nappes et débits associés (Collin, 2004) ....................... 62

Figure 8 : Carte hydrogéologique structurale de la France (Margat, 1986).................. 63

Figure 9 : Critères relatifs à l’importance de la prise en compte de la zone non saturée..................................................................................................................................... 65

Figure 10 : Carte des épaisseurs moyennes de zone non saturée en Basse-Normandie (Gravier et al., 2005) .................................................................................................... 65

Figure 11 : Carte d’épaisseur de la zone non saturée à Marie-Galante (Bezelgues et al., 2006) ...................................................................................................................... 66

Figure 12 : Exemple de cotation de la vulnérabilité en fonction de l’épaisseur de la ZNS et du type de formation considérée (Gravier et al., 2005) ............................................ 66

Figure 13 : Superposition des sites industriels BASIAS considérés comme les plus potentiellement polluants et de la carte de vulnérabilité : Cas du département du Loiret (Saphar, 2006) ............................................................................................................. 68

Figure 14 : programme du colloque CETE Normandie sur le remblai expérimental .... 71



Figure 15: Essai de modélisation avec le formalisme de Langmuir (trait plein) de résultats expérimentaux (points noirs) concernant la capacité de sorption d’un limon carbonaté de Zn en présence de Cd (concentration variable dans un rapport Zn/Cd = 5) dans une solution de sulfate de calcium contenant 500 mg l-1 de calcium)...........112

Figure 16: Essai de modélisation avec le formalisme de Freundlich (trait plein) de résultats expérimentaux concernant la capacité de sorption d’un limon carbonaté de Zn en présence de Cd (concentration variable dans un rapport Zn/Cd = 5) en présence (points) ou non (carrés) de sulfate de calcium contenant 500 mg l-1 de calcium.......113

Figure 17 : Isothermes d’adsorption de Cd en présence de Zn (concentration variable dans un rapport Zn/Cd = 5) dans l’eau (série 5 Cd) et dans une solution de sulfate de calcium contenant 500 mg L-1 de calcium (série 6 Cd). .............................................114

Figure 18 : Principe de la sonde à neutron(à gauche) et différents type de sondes TDR (schéma SDEC) (à droite)...........................................................................................129

Figure 19 : Mesure du ruissellement sur une faible surface .......................................136

Figure 20 : Schéma de principe d’une bougie poreuse (SDEC) .................................140

Figure 21 : Mesure en laboratoire de la conductivité hydraulique à saturation par flux ascendant ...................................................................................................................143

Figure 22 : Chambre à pression .................................................................................145

Figure 23 : Comparaison entre les résultats issus des différentes expérimentations Na, K, Cl et Ca (Guyonnet et al., 2006).............................................................................160

Figure 24 : Comparaison entre les résultats issus des différentes expérimentations SO4, Al, SiO2, Cr (Guyonnet et al., 2006)....................................................................161

Figure 25 : Critères relatifs à l’importance de la prise en compte de la zone non saturée....................................................................................................................................182

Figure 26 : Carte de vulnérabilité de la nappe principale de Marie-galante................184



Liste des annexes

Annexe 1 Apport de la pédogénèse à la compréhension du comportement des ETM dans l’horizon de subsurface...................................................................................... 103

Annexe 2 Théorie du Kd............................................................................................ 109

Annexe 3 Choix d’un modèle et des paramètres d‘entrée nécessaires et rappel de vocabulaire utilisé en modélisation............................................................................. 115

Annexe 4 Méthode d’acquisition des paramètres de la zone non saturée : terrain, laboratoire et littérature .............................................................................................. 121

Annexe 5 Lixiviation, changement d’échelle et prévision du comportement des ETM : synthèse des résultats du projet LIMULE................................................................... 157

Annexe 6 Base de données géographique des sols de France (INRA, Orléans) ..... 163

Annexe 7 Contexte hydrogéologique potentiel sous les sites pollués en France (Callier, 1996) .......................................................................................................................... 167

Annexe 8 Carte de vulnérabilité ................................................................................ 177

Annexe 9 Couplage entre les cartes de vulnérabilité et l’implantation des sites BASIAS considérés comme les plus polluants : cas de la région Centre (Saphar, 2006)........ 185

Annexe 10 Questionnaire à destination des DRIRE.................................................. 193

Annexe 11 Questionnaire à destination des Bureaux d’Etudes ................................ 197



1. Introduction

La zone non saturée (ZNS) correspond à la zone dans laquelle l'eau n'occupe pas complètement la porosité du sol et des roches. Elle s’étend donc de la surface du sol jusqu’à la nappe.

La zone non saturée dans les milieux naturel peut être subdivisée en une couche de sub-surface qui correspond aux horizons pédologiques (le « sol »), et des couches géologiques correspondant à la succession des formations rencontrées jusqu’à la nappe.

De part sa position entre la surface du sol et la nappe, elle intervient sur le comportement des polluants dans l’environnement, notamment en terme de rétention et d’écoulement. La zone non saturée est considérée par de nombreux auteurs comme une zone « tampon crucial de transport de divers polluants » (Alaoui, 2007). Elle est effectivement biologiquement et chimiquement active, particulièrement dans les horizons pédologiques de sa sub-surface.

Le sol est effectivement le siège de nombreuses réactions biologiques et chimiques. Il présente aussi la particularité d’être structuré et par conséquent d’être le siège d’écoulements préférentiels.

La complexité et l’extrême hétérogénéité de la ZNS sont les principaux handicaps à sa prise en compte dans les études de risques pour les eaux souterraines et notamment à la modélisation des transferts de fluide, préalable essentiel pour toute gestion quantitative et qualitative de la ressource en eau.

Le projet CAPHEINE a pour objectif d’aboutir à la mise à disposition des décideurs d’une méthodologie permettant de préciser les contextes (fonction de la typologie des sites, des polluants, de la géologie et de l’hydrologie) dans lesquels il est utile de prendre en compte la zone non saturée du site dans l’évaluation des risques. Le projet vise à préciser : les paramètres à acquérir du point de vue hydrologique, chimique et biologique ; les méthodes existantes pour acquérir ces paramètres ; et la façon de les intégrer aux modèles pour avoir une modélisation réaliste du fonctionnement du site.

Pour atteindre cet objectif, le programme a été divisé en plusieurs phases. Ce rapport présente les résultats de la phase 1 qui visait à établir l’état d’avancement des connaissances sur le fonctionnement de la ZNS des sites contaminés ainsi qu’à réaliser l’état des lieux sur le mode de prise en compte de ce compartiment lors des études de risque. Plus précisément, ce document aborde successivement les points suivants :

• les mécanismes de la zone non saturée susceptibles de contrôler le comportement des polluants (Chapitre 2),



• les moyens de modélisation (Chapitre 3) et d’investigations (Chapitre 4) disponibles actuellement pour la caractériser,

• au regard du type de zone non saturée pouvant être observé en France à l’aplomb des sites industriels, comment, en pratique, comment ce compartiment est pris en compte dans les études relatives aux sites et sols pollués par les organismes de recherche, les bureaux d’étude et les inspecteurs des DRIRE (Chapitre 5) ?

Les aspects liés à l’action des microbiologiques et au transfert particulaire ne seront qu’évoqués dans le présent rapport. Ce type d’investigations semble encore trop du domaine de la recherche pour être intégré dans un projet tel que Caphéine ayant un but appliqué.



2. Mécanismes en jeu dans la ZNS

Les mécanismes principaux permettant d’expliquer le comportement des éléments traces dans la zone non saturée sont explicités dans les paragraphes suivants. Ils sont de deux ordres : hydriques et bio-physico-chimiques, et restent globalement les mêmes qu’en zone saturée.

La zone non saturée peut être à la fois une zone tampon de transfert des éléments traces minéraux venant de la surface, et une zone de libération de polluants, en raison des nombreux mécanismes biologiques et chimiques s'y déroulant.

La zone non saturée est aussi le siège d'écoulements d'eau. Ces écoulements peuvent être complexes du fait de la succession des couches la constituant mais aussi du fait de la structuration de certaines de ces couches (existence d'écoulement préférentiels).

2.1 LES ECOULEMENTS DANS LA ZONE NON SATUREE

2.1.1 Généralités

La zone non saturée s’étend de la surface du sol jusqu’au niveau de la nappe phréatique. Elle est caractérisée par une porosité qui contient de l’eau et de l’air dans des proportions variables en fonction des apports de surface (bilan pluie-évaporation) et des matériaux qui la constituent (de leur capacité à être traversé par l’eau).

La porosité pouvant contribuer à l’écoulement est appelée « porosité effective » ou « porosité efficace ».

Cette porosité efficace peut être de plusieurs types : • micropores ou porosité texturale. Dans ces micropores, l’écoulement est très

lent car fortement influencé par les forces capillaires et d’adsorption, et peut être décrit par des lois telles que l’équation de Richards (1931). Le flux est considéré comme essentiellement diffusif,

• macropores ou porosité structurale. Dans ces pores, l’écoulement est rapide, les forces capillaires interviennent peu. L’écoulement n’obéit plus aux mêmes lois que dans les micropores. Le flux est considéré comme essentiellement convectif.

Le temps de résidence de l’eau dans les micropores est plus long, ce qui favorise les réactions chimiques à vitesse lente, pouvant entraîner un retard sur le transfert des polluants, voire une fixation pérenne. Par opposition, l’écoulement rapide dans les macropores, diminue les possibilités de fixation des polluants.

Cette macroposité est présente dans la zone non saturée :



• en surface entre 30 cm et quelques mètres (1 à 3) peuvent être fortement structurés (Figure 1) : selon le type de sol (richesse en argile, entrainant la formation de fentes de retrait), selon le type de végétation présente (organisation et profondeur des racines), selon le type d’invertébrés fouisseurs présents, … ,

• en profondeur, dans le cas des milieux fissurés.

Figure 1 : Coupe transversale réalisée à environ 30 cm de profondeur montrant l’échange latéral restreint entre macropores et matrice dans un sol de la région d’Oensingen (Suisse –

canton de Soleure) après arrosage superficiel au bleu brillant (Alaoui, 2007 avec autorisation).

2.1.2 Bilan hydrique et écoulement

Dans le cadre des études de risques eau souterraines, le paramètre à déterminer est le flux d'eau traversant la zone non saturée. Pour cela, il faudra connaître les précipitations au droit du site, auxquelles il faudra enlever la part d'évapotranspiration et de ruissellement.

La capacité d'un sol à se laisser traverser par l’eau est aussi fonction de son humidité initiale. Plus un sol est sec plus la vitesse d’imbibition est faible.

La circulation verticale d’eau (et la réalimentation des nappes) ne pourra se faire que si la réserve utile du sol (quantité d’eau retenue du fait des forces de capillarité ou eau immobile) est dépassée.

Ainsi, une forte pluie qui arrive après une période de sécheresse pénètre plus difficilement qu'une forte pluie après une période humide et occasionne soit la formation de flaques d’eau soit du ruissellement.



Evapotranspiration

L’eau précipitée est restituée pour partie à l’atmosphère par évaporation, soit directement depuis le sol, soit du fait de la transpiration des plantes. Cette reprise d’eau par évaporation directe et par évaporation des plantes est connue sous le terme d’évapotranspiration ou ETP.

Il existe différentes méthodes plus ou moins complexes pour l’estimation de l’ETP. La plupart de ces formules requièrent la connaissance d’un certain nombre de paramètres climatiques (. Le choix d’une formulation au détriment d’une autre dépend donc de la disponibilité en données météorologiques et de la localisation géographique de la zone d’étude.

Les formules disponibles peuvent être très générales telles que les formules de Turc (1951) ou de Thornthwaite (1948) ou au contraire ne s’appliquer que localement comme celle proposées par Primault (1962), Penman (1948) et Penman modifiée par Monteith (1965). Les premières ont des portées internationales, tandis que les secondes n'ont qu'une portée très localisée (cas des prairies à herbe en Suisse à une altitude comprise entre 300 et 1200 m dans le cas de la formule de Primault).

Les formules les plus utilisées jusqu’à présent, sont certainement celles de Thornthwaite (1948) et Turc (1951). Cependant, les formules permettant d’estimer l’ETP sont très nombreuses : Oudin (2004) en a par exemple testé 28 différentes au cours de son travail de thèse.

A l'échelle d'une parcelle et pour une culture donnée, il existe plusieurs approches à base physique pour calculer l'ETP (Amatya et al., 1995). De plus, les spécialistes du sol (INRA) ont un recul suffisant sur le comportement physique des sols et de la physiologie végétale pour passer à l'évapotranspiration réelle.

Cependant si les caractéristiques des sols sont bien connues par les agronomes, on dispose de peu de recul concernant les remblais sur les sites industriels.

Pour l’établissement de courbes pluie-débit à l’échelle d’un bassin versant (Oudin, 2004), les approches issues des travaux de Penman, dont la formule est une référence pour bon nombre d’hydrologues ne semble pas être la plus pertinente. Ce travail arrive aux conclusions suivantes : les formules d’ETP simples basées uniquement sur la température de l’air sont aussi efficaces que des formules plus complexes et nécessitant la mesure d’autres paramètres climatiques.

Dans les études, on considère généralement non pas des données d’ETP datées, mais des données d’ETP moyennes établies sur des données pluriannuelles, calculées à partir de normales climatiques (mensuelle généralement). Pourtant, on peut penser que la modélisation des transferts en zone non saturée à l’échelle d’un site pourrait tirer parti d’une connaissance plus fine de l’information climatique.



Nom Thornthwaite Turc Penman Caractéristique Evapotranspiration

potentielle, mensuelle ou décadaire

Formule différente selon que l’humidité moyenne(Um) est > ou < à 50%

Formule )(.1016 λθ F

IETP

a

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛=

Si Um> 50%

( )5015

13,010/ ++

= gjoursmm RETPθ

θ

Si Um< 50%

( ) ⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡ −++

+=

7050

15015

13,010/m

gjoursmmU

RETPθ

θ γθ

γθ

γθ

'1

1'1

'1

FE

F

FR

LE a

n

++

+=

)9,01;0)(08,056,0(

)62,018,0)(1(

4

Hhe

HhaIR

agn

+−−

+−=

σθ

Paramètres à prendre en compte

ETP en mm θ : température moyenne mesurée sous abri de la période considérée a : 6,7510-7 I3 -7,7110-5

I2+1,7910-2 I+0,49239 I : indice thermal annuel, somme de douze indices thermiques mensuels i

514.1

5⎟⎠⎞

⎜⎝⎛=θi

F(λ) = coefficient de correction, fonction de la latitude et du mois donné par des tables

Um : humidité moyenne θ : température moyenne mesurée sous abri de la période considérée

Rg : radiation solaire globale HhIR

agg 62,018,0( +=

h : durée réelle d’insolation H : durée maximum d’insolation possible (durée astronomique du jour) Iga : radiation solaire directe en l’absence d’atmosphère, Iga et H sont tabulés en fonction de la latitude et de la date

L : chaleur latente d’évaporation de l’eau (59 cal/cm2 pour 1 mm d’eau équivalente Rn : rayonnement net Ea : pouvoir évaporant de l’air (ew-e)0,26(1+0,4V) γ : Constante psychrométrique (γ≅0,65 θ : température de l’air sous abri (°K) σ : 1,19 107 cal/cm2.jour (°K) Iga : radiation solaire directe en l’absence d’atmosphère, h : durée réelle d’insolation H : durée astronomique du jour e : tension de vapeur d’eau mesurée sous abri en mbar ew : tension maximale de vapeur d’eau pour la température θ en mbar V : vitesse moyenne du vent mesurée à 10 m au dessus de la surface évaporante (m/s) F’θ : pente de la courbe de tension maximale de la vapeur d’eau

Tableau 1 : Formules d’évapotranspirations



Ruissellement

La capacité d’infiltration ou infiltrabilité d’un sol est sa capacité d’absorption en eau. Elle est définie comme le flux maximum que le sol est en mesure d’absorber à travers sa surface. La capacité d’infiltration limite pour partie l'écoulement.

Quand l’intensité de l’apport dépasse cette capacité, l’eau stagne en surface du sol dans le cas d’un terrain plat ou ruisselle le long de la surface pour les terrains en pente. Le ruissellement est typiquement un processus non linéaire, caractérisé par des effets de seuil. Le déclenchement du ruissellement dépend de l’état physique des surfaces (rugosité, croûte argileuse, compaction, végétation), et de l’humidité initiale des terrains superficiels.

Sur les sites industriels, la compaction des terrains superficiels, qu'elle soit volontaire (construction) ou involontaire (passage d'engin) entraine une perméabilité plus faible empêchant l’initiation de l’infiltration verticale et favorisant la stagnation de l’eau en surface.

Le coefficient de ruissellement est le rapport entre la « pluie nette », c'est-à-dire le débit ruisselant en sortie de la surface considérée et la « pluie brute ». Ce coefficient dépend de l'imperméabilisation des surfaces, de la pente... Plus le sol est imperméable, et plus le ruissellement est important. Le coefficient de ruissellement varie selon les surfaces. Pour des surfaces planes, il est de l’ordre de 2 pour une terre agricole, de 10 pour un sable tassé et de 40 % à 90 pour un bitume.

2.1.3 Formalisation des écoulements dans la zone non saturée

L’étude des flux de polluant nécessite celle des caractéristiques hydrauliques de la zone non saturée. Cette caractérisation hydraulique repose sur la détermination des courbes de rétention d’eau et de conductivité hydraulique. La courbe de rétention d’eau relie la teneur en eau du milieu au potentiel matriciel et quantifie la propriété du matériau à se saturer en eau. La courbe de conductivité hydraulique relie la conductivité hydraulique à la teneur en eau et quantifie la propriété du matériau à conduire l’eau.

La pression et la conductivité hydraulique de la zone non saturée dépendent de l’état de saturation et donc des variations de la teneur en eau. Cette dépendance se traduit par des lois caractéristiques, liées au milieu et très fortement non linéaires, soit :

• la loi de rétention qui relie la succion ψ à la teneur en eau θ, θ(h),

• La loi de perméabilité qui relie la conductivité hydraulique K à la teneur en eau θ ou à la succion ψ, K(h).



Les lois caractéristiques sont représentées à l’aide de différentes relations semi-empiriques ou statistiques.

Pour décrire les caractéristiques hydrodynamiques d’un sol, on essaie en général de se ramener à des fonctions mathématiques paramétrables, qui permettent de réduire la description d’un sol à quelques paramètres plutôt que de passer par une multitude de point de mesures.

Certaines de ces fonctions s’appuient sur les caractéristiques physiques des sols, d’autres sont purement empiriques.

Les fonctions les plus souvent utilisées dans la bibliographie sont reprises dans le Tableau 2, pour la courbe de rétention, et le Tableau 3, pour la conductivité hydraulique.

Auteurs Equations Définitions des paramètres Gardner (1958, 1970)

nqψ+=Θ

11

ba −= θψ

q : paramètre d’ajustement relié à la pression d’entrée d’air n : paramètre d’ajustement relié à la pente au point d’inflexion de la courbe de rétention

Brooks et Corey (1964)

λψψ )/( a=Θ

θθθθ

−−

=Θs

r

rθ : teneur en eau résiduelle (ou irréductible)

sθ : teneur en eau à saturation (porosité efficace)

aψ : pression d’entrée d’air λ : indice de distribution de la taille des pores

Visser (1966) c

bnaθ

θψ )( −=

n : porosité du matériau b, c : paramètre d’ajustement

Van Genuchten (1980) mn

rsr ))(1( αψ

θθθθ

+

−+=

Θ : saturation effective, comme dans la relation de Brooks et Corey α, n, m : paramètres du sol, liés à la hauteur de la frange capillaire pour α, et à la distribution granulométrique pour n et m2 , avec m=1-1/n (α en cm-1 si la succion est en cm est l’inverse d’une succion, dite de référence

Tableau 2 : Courbes de rétention

(d’après Amraoui, 1996 avec ψ : pression, Θ : saturation effective)



Auteurs Equations Définitions des paramètres Gardner (1958, 1970)

)/1()(

)()(

).exp(.)(

m

s

m

s

kk

bak

kk

ψψψ

ψψ

ψαψ

+=

+=

=

α : constante qui dépend de la nature du sol a, b et m : constantes empiriques ψm : succion matricielle pour laquelle k=0,5 ks

Brooks et Corey (1966)

as

a

ma

s

kk

kk

ψψψ

ψψψψ

ψ

≥=

≤⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

..........)(

.......)(

m : constante caractéristique du sol ψa : pression d’entrée d’air

Van Genuchten (1980) condition de Mualem

21)1(1)( ⎥⎦

⎤⎢⎣⎡ Θ−−Θ= mm

skk θ Θ, n et m ont la même signification que dans la relation Θ (ψ) de van Genuchten Avec n = 1/(1-m) ; Ks : perméabilité à saturation (m/s)

Campbell (1974) et Brooks et Corey (1966)

β

θθθ ⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

sskk )(

β : paramètre d’ajustement qui, quand cette relation est utilisée avec la courbe de van Genuchten pour la rétention, est pris égal à β = (1-m)/m+3

Tableau 3 : Conductivité hydraulique (d’après Amraoui, 1996)

Parmi les lois de rétention, sont également disponibles :

• la loi homographique (ou loi de Brutsaert, 1966),

• la loi logarithmique,

• la loi de Vogel et Cislerovà (1988), cette loi issue de la loi de van Genuchten permet une meilleure définition des propriétés hydrauliques proches de la saturation,

• le modèle proposé par Assouline et al. (1998) présente aussi quelques améliorations pour la conceptualisation des propriétés hydrauliques en conditions non saturée par rapport aux lois de van Genuchten et Vogel et Cislerovà.

Pour les lois de perméabilité, sont également disponibles :

• la loi puissance,

• la loi exponentielle.



Figure 2 : Schéma d’une colonne de sol non saturée, teneur en eau et conductivité hydraulique (s indique l’état à saturation) (Chen et al., 2002)

2.1.4 Difficultés actuelles

Les lois d’écoulement vues dans le paragraphe précédent ne sont valables que pour les milieux présentant une porosité texturale et en supposant le milieu homogène ce qui exclue les écoulements préférentiels. La caractérisation complète de la zone non saturée demande alors la mise en œuvre de modèles à double porosité.

De tels modèles, basés sur les bilans hydriques sont utilisés par les agronomes (par exemple le modèle MACRO, Jarvis, 1994). A notre connaissance, ils ne sont jamais utilisés lors d’études de risque de sites et sols pollués. La prise en compte de ces phénomènes se fait indirectement par le choix d'une perméabilité plus importante que les perméabilités pouvant être mesurées au laboratoire, afin de traduire une part d’écoulement rapide.

Une des difficultés actuelles est aussi de traduire sous forme d’équations simples les transferts dans la zone racinaire (root zone de la Figure 2). L’évaporation et la reprise par les plantes (regroupé sous le terme d’évapotranspiration) complique effectivement les écoulements.

Pour une couverture herbacée, au-delà de la zone racinaire (c'est-à-dire au-delà de 70 cm), Alaoui et Eugster (2004) considèrent que l’eau échappe à l’évapotranspiration.

D’un point de vue hydrique, on pourrait concevoir d’utiliser les outils développés par les agronomes pour la partie superficielle du sol structurée, ou les modèles classiques trouvent leur limite ; et utiliser leurs résultats comme données d’entrée pour la



modélisation de la zone non saturée « plus profonde » qui se rapproche plus des conditions de milieu poreux isotrope.

Cependant si le bilan hydrique est une chose, en sites et sols pollués, c’est aussi la quantité d’éléments mobilisable qui doit être déterminée, notamment dans le cas des métaux souvent présents dans le premier mètre, cette première couche de sol doit donc être prise en compte dans la modélisation, même si l’on sait que l’incertitude associée sera importante.

2.2 REACTIVITE DE LA ZNS VIS-A-VIS DES ETM

Ce paragraphe présente les phénomènes physico-chimiques qui vont contrôler le devenir des ETM dans les sols et le sous-sol. Ils sont abordés à l’aide de schémas synthétiques récents. Trois échelles spatiales sont utilisées : celle de la molécule, celle de l’agrégat de sol et enfin celle de la ZNS. L’objectif est de mieux comprendre le devenir des ETM dans l’espace et le temps en montrant « le sol, dans sa fascinante complexité vivante » comme l’écrit Stengel (2000).

2.2.1 Mécanismes chimiques en jeu à l’échelle moléculaire

Grâce à l’EXAFS (Extended X-Ray Absorption Fluorescence Spectrometry), les mécanismes de fixation des éléments et des molécules dans le sol et le sous-sol sont de mieux en mieux compris. La technique étant non destructive, l’évolution des associations au cours du temps peut être suivie. Pour présenter les réactions chimiques et les interactions électrostatiques qui peuvent se produire à l’interface liquide/solide, nous utiliserons le schéma synthétique de Manceau et al. (2002) (Figure 3). Ce schéma a été établi dans le cadre d’études d’interactions d’ETM avec des oxydes de fer mais il est applicable, à quelques nuances près, à l’ensemble des minéraux du sol et du sous-sol et probablement à la matière organique (ce compartiment reste toutefois beaucoup moins bien caractérisé).

Le schéma Figure 3 présente le cheminement possible d’un ion depuis la solution jusqu’au cœur d’un minéral. Le scénario conduisant à la fixation de l’élément comprend plusieurs étapes (afin de faire le lien avec les mécanismes qui seront évoqués au paragraphe 3.2.2, certains mots clefs ont été mis en gras) :

1- La première étape est la formation d'un complexe de sphère externe (a). Dans ce type de complexe il n'y a pas de liaisons chimiques avec les groupes fonctionnels de surface car les ions en solution gardent leur sphère d'hydratation. Ce sont principalement les forces électrostatiques qui les maintiennent à la surface de la particule. L'adsorption est peu spécifique. Les ions impliqués dans ces phénomènes sont facilement échangeables et donc relativement mobiles.

2 - Formation d'un complexe de sphère interne (b). L'ion impliqué a perdu une partie de sa sphère d'hydratation et forme une liaison chimique avec les groupements de surface du minéral. La force de la liaison dépend de la structure électronique de



l'ion adsorbé et du ligand auquel il est fixé. La complexation de sphère interne est également appelée adsorption spécifique ou chimisorption.

3 - Précipitation (g). La précipitation peut se faire directement en solution. Cela peut être le cas lorsque la limite de solubilité de l'espèce est atteinte. Elle peut également être initiée à la surface d'autres minéraux à la faveur de l'adsorption d'un nucleus. Certaines phases peuvent également incorporer dans leur matrice des éléments traces par co-précipitation.

4 - Diffusion dans le réseau cristallin (d). Une fois adsorbé en surface, un cation peut diffuser dans le réseau cristallin et combler les lacunes de celui-ci, ou se substituer aux ions présents. Ce processus interviendra si le rayon ionique du cation considéré est voisin de la taille de la cavité ou du cation substitué.

Figure 3 : Schéma de synthèse illustrant les différents mécanismes de fixation d’un complexe aqueux chargé à l’interface liquide solide a) adsorption ou physisorption; b) chimisorption; c)

détachement; d) absorption ou inclusion (cas des ions ayant un rayon et une charge similaire à l’un des ions du cristal); e) occlusion (poche d’impureté littéralement piégée à l’intérieure du

cristal en croissance); f) attachement d’une molécule complexe; g) hetero-nucleation (croissance épitaxiale) ; h) complexation organo-minerale; i) complexation par des

exopolymères bactérien. D’après Manceau et al. (2002) avec autorisation.

Outre l’exposé clair des mécanismes, les auteurs parviennent également à illustrer leur enchaînement. Se faisant, il apparaît que la plupart d’entre eux (dissolution, précipitation, complexation, oxydation…) sont en fait constitués d’un ensemble de



réactions élémentaires qui constituent chacune une étape du processus réactionnel. Cette distinction est importante car elle permet de faire le lien avec la cinétique des processus car certaines réactions élémentaires seront limitantes en termes de vitesse. Qui plus est, la formulation de ces réactions ouvre la porte à une modélisation mécanistique. Toutefois, comme nous le verrons au chapitre 3 relatif à la modélisation, la plupart des séquences de réactions élémentaires des processus chimiques des sols sont encore du domaine de la recherche (Sposito, 1994).

2.2.2 Comportement des ETM à l’échelle de l’agrégat

L’organisation des minéraux et des matières organiques des sols en agrégats et la structuration des roches poreuses de la ZNS sont à l’origine d’une microporosité (cf paragraphe 2.1). L’hétérogénéité de phases du milieu poreux couplée à la lenteur du transport dans la microporosité aboutit à une variabilité spatiale des conditions chimiques à l’échelle du grain. Par conséquent, le devenir des ETM peut-être influencé par la structure du milieu même en absence d’écoulement.

Le schéma conceptuel réalisé par McLaughlin (2001) illustre cette influence (Figure 4). Pour cet auteur, l’adsorption déplace les espèces ioniques de la solution vers la surface des constituants du sol (argiles, oxyde de fer, matière organique…). Les processus de « vieillissement » (murissement) - ou « ageing » - déplacent ensuite les métaux de la surface vers la profondeur de la phase solide du sol. Ces mécanismes sont :

• la diffusion dans les micropores de surface (a),

• la diffusion dans le réseau des solides (b),

• le piégeage des ETM par fermeture des pores suite à la précipitation d’une phase minérale (c),

• la précipitation directe de surface (d),

• la formation de complexes organiques stables (e).



Diffusion dans les pores de surface

Diffusion dans les réseaux cristallins

Piégeage par fermeture des pores

Précipitation

Occlusion dans la matière organiqueDiffusion dans les

pores de surface

Diffusion dans les réseaux cristallins

Piégeage par fermeture des pores

Précipitation

Occlusion dans la matière organique

Figure 4 : Comportement des ions métalliques au sein d’un sol d’après Mc Laughlin (2001) (avec autorisation).

La succession temporelle entre l’adsorption, considérée comme un processus rapide (équilibre généralement atteint au bout de quelques jours) et la stabilisation du fait d’autres mécanismes plus lents comme la précipitation et la diffusion, est donc soulignée. La diminution de la biodisponibilité de contaminants métalliques sans aucune intervention humaine (ou atténuation naturelle) apparaît possible du fait de cette stabilisation lente et progressive.

Le schéma montre également que la dynamique des constituants du sol doit être prise en compte pour comprendre le devenir des ETM. Le compartiment organique dont les caractéristiques sont éminemment changeantes au cours du temps (apport saisonnier de matière organique fraîche, humification et minéralisation progressive) a un impact fort sur la spéciation des ETM. Il agit directement sur cette spéciation en tant que piège mais influence également le devenir des ETM de manière indirecte en modifiant la chimie de la solution du sol : modification du pH, libération de solutés minéraux et organiques du fait de sa dégradation, solubilisation de macromolécules colloïdales…

2.2.3 Comportement des ETM à l’échelle de la ZNS

La ZNS ne se distingue pas du reste du système (nappe) par des mécanismes particuliers mais par les conditions physico-chimiques qui y règnent.

Les deux schémas présentés Figure 3 et Figure 4 illustrent la multiplicité des réactions chimiques et l’influence possible de la structure des sols sur le devenir des ETM à l’échelle millimétrique. Pour passer à l’échelle de la ZNS, incluant le profil du sol et les roches meubles sous-jacentes, il faut maintenant tenir compte des conditions physico-chimiques du site d’étude. Elles dépendront de la minéralogie des matériaux, de la



présence ou non de matière organique, du mode d’occupation des sols ou encore de la topographie du site et du climat.

Facteurs de contrôle de la mobilité des ETM

Les paramètres chimiques (EH, pH, concentrations des solutés, force osmotique…) vont avoir un contrôle direct sur de nombreuses réactions. Mais, ils dépendent eux-mêmes de la minéralogie du solide, de l’activité microbienne et de la teneur en eau du système. Le climat et la structure du matériau conditionnent également l’état hydrique et l’activité bactérienne.

Si la connaissance des mécanismes élémentaires (2.2.1) est nécessaire pour espérer être en mesure d’anticiper l’évolution des transferts des ETM dans la ZNS, il faut également comprendre leur hiérarchisation c'est-à-dire leur expression en fonction des conditions physico-chimiques. C’est pourquoi le recueil de données au cas par cas sur les sites d’étude est une étape indispensable. Il est trop souvent insuffisant à l’heure actuelle dans le cadre des études de risque liées aux sites pollués puisqu’il se limite généralement à la détermination des teneurs totales en polluants. Cette phase de caractérisation devrait également fournir les paramètres fondamentaux permettant de comprendre les conditions physico-chimiques que les polluants vont rencontrer, et notamment : pH, EH, granulométrie, chimie la plus complète possible des échantillons solides et liquides recueillis sur site ou obtenus après lixiviation imposée, taux de matière organique, de carbonate…

Caractéristiques communes des ZNS : des flux gazeux et de chaleur influencés par les conditions de l’atmosphère

Deux caractéristiques sont communes à toutes les ZNS, il s’agit de l’influence forte des conditions de l’atmosphère terrestre sur les flux gazeux et les flux de chaleur.

Le milieu non saturé : un système généralement « ouvert »

La diffusion moléculaire se fait environ 10000 fois plus lentement dans l’eau que dans l’air. Les ordres de grandeur des coefficients de diffusion moléculaires sont les suivants (Calvet, 2003) :

• phase gazeuse 10-5 à 10-6 m2 s-1

• phase liquide 10-9 à 10-11 m2 s-1

• phase adsorbée < 10-12 m2 s-1

• phase solide < 10-20 m2 s-1

Dans la description de la diffusion moléculaire considérée comme une succession de déplacements aléatoires, le carré moyen <x2> de la distance parcourue pendant une durée Δt est donné par l’équation de Einstein –Smoluchowsky (Bokris et Reddy, 1977, cités par Calvet, 2003) :



dm = <x2> = 2D Δt

avec D, le coefficient de diffusion moléculaire.

Grâce à cette relation, les ordres de grandeur de la distance moyenne parcourue peuvent être déterminés pour une durée de transport donnée. Par exemple en 24h00, une molécule neutre parcourera une distance dm de l’ordre de :

o phase gazeuse (D = 10-5 m2 s-1), dm = 1,315 m

o phase liquide (D = 10-10 m2 s-1), dm = 4,16 mm

o phase adsorbée (D = 10-13 m2 s-1), dm = 0,13 mm

o phase solide (D = 10-20 m2 s-1), dm = 0,04 nm

Ces valeurs nous permettent de comprendre que dans les formations superficielles poreuses non saturées, les espèces présentes essentiellement dans la phase gazeuse, comme l’O2(g) ou certains polluants volatiles (certains HAP, les BTEX…), peuvent se répartir rapidement dans le milieu. Pour l’O2(g), on dispose a priori d’un stock infini, l’atmosphère, néanmoins sa consommation par la microflore et les organismes du sol va diminuer rapidement sa teneur en profondeur. En milieu saturé et en absence de convection, les échanges de substances sont très lents à tel point que le système peut être considéré comme fermé. Les systèmes saturés sont donc moins sensibles aux modifications extérieures du milieu ayant une périodicité courte.

La pression partielle d’O2 et de CO2 de la ZNS résulte d’un équilibre entre les échanges avec l’atmosphère (source infinie d’O2) et les consommations d’O2 et les productions de CO2 liés aux être vivants, ces pressions partielles peuvent avoir une incidence forte sur :

• les équilibres chimiques faisant intervenir les carbonates et les hydroxydes (des exemples théoriques sont présentés par Blanc et al., 2004),

• le type de microflore présente et active (microflore à respiration aérobie ou anaérobie).

La température des sols

La chaleur se transmet par rayonnement direct, par conduction et par convection. Seuls les premiers cm du sol reçoivent le rayonnement direct solaire si bien qu’en profondeur la chaleur est uniquement transmise par conduction et convection.

Le rayonnement net (bilan des échanges radiatifs à la surface du sol) est le principal facteur jouant sur la température. Il dépend du rayonnement global qui varie fortement en fonction du temps. Par conséquent, la température du sol varie :

• au cours de la journée (cycle jour/nuit),



• d’un jour à l’autre puisque les conditions climatiques sont rarement constantes,

• au cours de l’année en raison des variations saisonnières.

Un exemple de mesure journalière est présenté Figure 5 , issu du travail de Stathers et al. (1985). Le graphe du haut montre les fortes amplitudes diurne/nocturne de la température de la surface du sol. Les autres graphes qui correspondent au suivi de ce paramètre à différentes profondeurs montrent que l’amplitude de ces variations diminue plus on s’éloigne de la surface. Gobat et al. (2003) parlent à ce sujet de « pouvoir tampon thermique du sol ». D’une manière générale, on estime que les variations de température journalières à la surface du sol ne sont plus sensibles à une profondeur située entre 40 cm et 1 m (Calvet, 2003).

Un sol saturé en eau se réchauffe et se refroidit plus vite en surface qu’un sol non saturé en eau et de façon plus marquée pour les milieux sableux pauvres en matière organique que pour les milieux organiques. D’après Gobat et al. (2003), le très grand pouvoir tampon thermique d’une tourbe fibreuse claire et gorgée d’eau lui conserve une température stable toute l’année dès 5 à 10 cm de profondeur, sous une couche superficielle tantôt très chaude ou très froide.

Toutefois, le transfert de chaleur peut également se faire par convection, notamment du fait de la circulation de l’eau en profondeur. Des études ont montré que le profil de température de la zone non saturée des sols était très sensible au taux de percolation d’eau en profondeur (Shan and Bodvarsson, 2004).

Chaleur et disponibilité en oxygène favorisent le développement d’une microflore aérobie. En milieu tempéré, cette microflore subit les aléas climatiques et des variations saisonnières. L’activité bactérienne est considérée comme un acteur important sur le devenir des ETM dans les sols. Il est donc probable que les ETM présents en subsurface subissent des variations saisonnières qui peuvent entraîner des mobilisations (flux) variables dans le temps. Pour le moment, cet aspect du comportement des sources de polluants n’a pas fait l’objet d’investigation systématique. Ce verrou de connaissance s’ajoute aux nombreux autres relatifs à l’action bactérienne sur la dynamique des polluants.



Figure 5 : Variations de température mesurées (trait plein) et calculées (pointillés) à la surface et à 15, 30 et 50 cm de profondeur d’un sol de l’Ile de Vancouver (Canada) exposé sud, en aout, pendant 6 jours sans pluie et après une coupe claire de la végétation (Stathers et al.,

1985).

L’apport de la pédologie pour la compréhension du fonctionnement de la ZNS des sites contaminés

Les paragraphes ci-dessus montrent le haut degré de complexité des milieux naturels. La meilleure façon de hiérarchiser les mécanismes en vue d’anticiper des évolutions à l’aide de modèle numérique, est de se référer à des cas naturels. Leur étude peut notamment donner accès à la cinétique des transformations qui est un paramètre essentiel pour la hiérarchisation des mécanismes.

Concernant les sites pollués, le recul est insuffisant. Les premières études de cas remontent aux années 90. Les sites les plus contaminés ont pu faire l’objet de remédiation et généralement les études ne sont pas poursuivies ce qui ne permet pas de mettre en évidence la progression éventuelle en profondeur des contaminants. Sur ce point toutefois, les programmes de bancarisation des données au droit des



installations classées et des sites pollués (ICSP), menés par le BRGM, les Agences de l’Eau et le MEDAD, devrait fournir des éléments quant à l’évolution des concentrations en polluant de la nappe phréatique avec le temps.

Mais pour le moment donc, nous manquons de cas d’étude permettant de confronter les résultats des tentatives de prévision des transferts obtenus par modélisation (étape de « validation » du modèle).

Pour trouver quelques réponses sur le comportement des ETM dans la ZNS, il est toutefois possible de se rapprocher des études sur la pédogenèse. La couverture pédologique correspond aux formations superficielles de l’écorce terrestre présentant une structuration résultat des interactions entre la lithosphère, l’atmosphère, l’hydrosphère et la biosphère. Un exemple de cette différenciation parmi les plus spectaculaire est présenté Figure 6. Il s’agit d’un podzosol que les éléments transférés colorent localement (voir légende pour plus de détail).

Figure 6 : Coupe verticale d’un podzosol (photo Alain Ruellan) Climat : tempéré froid, On reconnaît les horizons : A, noir, organo minéral, riche en matières organiques ; E, gris-blanc,

appauvri en argile et hydroxydes ; Bh, noir, d'accumulation de matières organiques ; Bp, ocre, d'accumulation d'hydroxydes de fer et d'aluminium ; C, d'altération à structure lithologique

(sédiments quaternaires) ; Ce sol est très différencié podzolique.

L’exemple du fonctionnement podzolique montre tout l’intérêt de s’intéresser à la réactivité chimique de la ZNS. D’un côté, il y a mise en solution d’éléments métalliques en surface suite à la formation de complexes organiques mobiles, et d’un autre côté, une accumulation quelques décimètres en profondeur de ces mêmes éléments suite à la précipitation d’hydroxydes indirectement liée à l’activité bactérienne. Le résultat de



ces mécanismes opposés est une migration très limitée du fer et de l’aluminium dans ce contexte physico-chimique.

Compte tenu de l’avancée des connaissances sur les processus de la pédogenèse, des efforts importants doivent être entrepris pour mieux les intégrer dans l’étude de l’impact des sites et sols pollués sur les écosystèmes. Pour Samouëlian et al. (2007), seule la modélisation couplant fonctionnement géochimique et transfert d’eau et de solutés, permettra de prédire les évolutions des sols sous la pression anthropique et le changement climatique global.

Les apports de la pédogénèse à la connaissance du comportement des ETM dans l’horizon de subsurface sont explicités en annexe 1.



3. Modélisation des transferts en zone non saturée

Ce paragraphe s'attache à décrire uniquement les modèles permettant de gérer les écoulements en zone non saturée et de prendre en compte la chimie du système.

Après un bref rappel du contexte que l'on cherche à modéliser, les outils disponibles, les critères à prendre en compte pour le choix de l'un d'entre eux, les paramètres nécessaires pour faire tourner ces modèles, ainsi que leurs limites, sont discutés.

3.1 GENERALITE

Présentés dans les paragraphes précédents, les milieux naturels sont caractérisés par un haut degré de complexité physique et chimique, qui augmente encore en présence de contaminants. Or les interactions entre les différents processus chimiques et physiques sont souvent couplés et non linéaires. Une meilleure compréhension des relations de cause à effet entre le transport et les processus réactionnels est donc nécessaire pour comprendre le transfert des contaminants vers les nappes souterraines.

Les écoulements d’eau dans le sous-sol peuvent être simulés par de nombreux codes hydrogéologiques. En parallèle, des mesures sur le terrain sont réalisées pour estimer les variations de hauteur de la nappe ou mesurer certains paramètres-clés, comme la perméabilité ou la porosité. Sur le marché et dans la bibliographie, il existe un très grand nombre de codes de calcul pour le transport en zone saturée. Les codes permettant d’intégrer le transport dans la zone non saturée sont quant à eux moins nombreux.

La mise en œuvre de tels modèles demande l’acquisition de paramètres caractéristiques supplémentaires du milieu (courbe de rétention, perméabilité à saturation…).

De plus, les modèles doivent prendre en compte la réactivité des sols et des roches traversés, afin de décrire le transfert des éléments à proprement parler et non se limiter à un simple transport. La maîtrise du comportement chimique du polluant nécessite des caractérisations, voire des expérimentations au laboratoire, selon le mode de prise en compte de la réactivité chimique du polluant (Kd, caractérisation des phases solides, action des micro-organismes …).

A l’heure actuelle, les modèles sont de deux types :

• modèle de transport généralisé, où la modélisation de la chimie du polluant est simplifiée : le transfert d’espèces est modélisé avec une chimie simplifiée (prise en compte d’un coefficient de sorption et parfois, d’une limite de solubilité par



élément), avec décroissance bactérienne éventuelle. Ils permettent de simuler des écoulements en milieu poreux saturé et non saturé en eau (diffusion, dispersion, convection) en 2D, 3D et 2D axisymétrique,

• modèle couplé chimie-transport, où la chimie est traitée de façon plus complète : Le couplage géochimie/transport permet de prendre en compte la spéciation des éléments dans l’environnement étudié en fonction du temps, et pour les plus élaborés d’entre eux, les évolutions de porosité dues à la précipitation/dissolution et leurs conséquences sur les écoulements et le transport des espèces chimiques.

Cependant, le nombre de codes disponibles permettant de coupler à la fois, les calculs géochimiques et le transport dans la zone non saturée, est très limité. Chaque code a ces spécificités : certains ne travaillent qu’en une dimension (1D), d’autres ne prennent pas en compte toutes les réactions d’équilibres et/ou le transport des phases gazeuses.

Dans tous les cas, leur mise en œuvre est plus complexe et plus couteuse que l’approche empirique du « coefficient de retard ». Ces deux approches sont détaillées ci-dessous.

3.2 MODELISATION DE LA REACTIVITE CHIMIQUE

Dans ce domaine, s’opposent l’approche empirique qui utilise un coefficient de retard, et l’approche mécanistique qui tente de prendre en compte les différentes réactions chimiques aux interfaces solides solutions.

3.2.1 Approche empirique

Application dans le cadre des EDR Eau

Les évaluations détaillées des risques pour la ressource en eau (EDR Eau) dans lesquelles le transfert des polluants (très généralement organiques) dans la nappe phréatique a été modélisé, font systématiquement appel au coefficient de retard, R, lorsque la réactivité des roches a été prise en compte. Ce coefficient de retard n’est généralement pas mesuré expérimentalement mais issu de la littérature. Parfois, il est déduit de l’extension du panache de polluant par rapport à la source, caractérisée lors des investigations de terrains (calage par itérations). Concrètement, des forages sont réalisés à l’aval de la source afin de prélever et analyser l’eau de la nappe phréatique. Ce faisant l’extension du panache est déterminée. Le coefficient de retard du polluant incriminé est déduit de l’âge de la source et de la vitesse d’écoulement de la nappe. La valeur obtenue est ensuite comparée à celles de la littérature afin de se préserver d’une éventuelle aberration. Une fois déterminé, R est pris en compte par le modèle d’écoulement en vue de prédire l’extension future du panache en l’absence de toute intervention.



Détermination expérimentale

Le coefficient de retard peut également être calculé à partir des isothermes de sorption réalisées en batch au laboratoire (conditions « statiques ») ou à l’aide de colonnes de percolation (conditions « dynamiques »).

Les études en batch sont les plus utilisées pour ce genre de détermination en raison de leur relative facilité de mise en œuvre. Elles consistent à mettre en contact une quantité connue de sol et de solution à la chimie bien contrôlée, pendant un laps de temps déterminé. Une série de batchs est réalisée avec des concentrations en polluants croissantes, dans le but de tracer des courbes :

( )liquidesolide CfC =

Avec : solideC , la concentration de polluant dans le solide (mg/kg) et liquideC , la concentration dans la solution (mg/l) après équilibre.

Le phénomène de fixation des métaux étant dépendant de la température, ces expériences sont réalisées à température constante et les courbes obtenues sont appelées « isothermes ».

La réactivité du sol est exprimée par une constante de sorption déduite de l’exploitation des courbes expérimentales. Un exemple de résultat est présenté en annexe 2. Selon le modèle utilisé, d’autres paramètres seront également déduits de l’exploitation des courbes, comme la concentration maximale d’adsorption (modèle de Langmuir) ou l’intensité d’adsorption (modèle de Freundlich).

La méthode en colonne est plus longue, plus coûteuse, plus complexe à mettre en œuvre et donne des résultats plus difficiles à interpréter (Krupka et al., 1999). Mais elle est recommandée pour la détermination de coefficient de distribution et de retard car elle permet de caractériser le transfert des contaminants en présence d’effets hydrodynamiques (dispersion, transport colloïdal…) et de phénomènes chimiques (présence d’espèces multiples, réversibilités…) à la différence de la méthode en batch. Le principe consiste à recueillir et analyser une solution de composition initiale connue après percolation à travers une colonne de sol (pour plus de détails sur cette méthode, voir la thèse de Février (2001)).

La théorie du Kd (isotherme linéaire) ainsi que les 2 principaux modèles permettant d’interpréter les isothermes de sorption obtenues par la méthode statique :

• isotherme non linéaire décrite par le modèle de Langmuir (qui considère un nombre fini de sites à la surface du solide),

• isotherme non linéaire décrite par le modèle de Freundlich (qui prend en compte les interactions entre les ions s’adsorbant),

sont décrits en annexe 2.



Un exemple de comparaison de résultats obtenus à l’aide des deux méthodes (statique et dynamique) sur un même matériau est présenté dans la référence Bataillard et al. (2006). Cet exemple montre également qu’il n’est pas toujours aisé de choisir entre les deux formalismes (Langmuïr ou Freündlich) pour modéliser les résultats obtenus.

Dans le cas d’une modélisation des résultats à l’aide du formalisme de Freundlich, le coefficient de retard, R, est exprimé par la relation suivante (Zhu et Anderson, 2002) :

11 −+= nliquideF nCdKR

θ

Avec d , la densité réelle du sol et θ , sa porosité cinématique. Ces paramètres doivent être déterminés à partir des données du site ou issus de la littérature. FK est un

coefficient lié à la capacité d’adsorption et n un facteur empirique calculé par le modèle, et dont la valeur est inférieure à 1.

Le modèle de Freundlich considère le solide comme une surface hétérogène ayant une surface « multi-site » définie par un continuum d’énergie d’adsorption décrite par une distribution exponentielle. Cette hypothèse se traduit dans l’équation par l’ajout du facteur empirique. Sur le plan phénoménologique, cela signifie qu’à forte concentration, un même cation a plus de mal à s’adsorber car les sites à forte affinité sont d’ores et déjà occupés par un de ces congénères. On notera que R dépend alors de la concentration en solution. Il sera d’autant plus élevé que la concentration du soluté sera faible dans la solution ce qui traduit bien l’idée d’une adsorption dépendante de l’énergie du site de surface : l’adsorption est d’autant plus effective qu’un grand nombre de sites de haute énergie est disponible.

Dans la très grande majorité des études, n est pris égal à 1, la dépendance à la concentration du facteur de retard n’apparaît plus. L’isotherme est linéaire et on retrouve le formalisme du dK .

( )liquidedsolide CKC ⋅=

et

θdKR d+= 1

Cette proportionnalité directe entre concentrations adsorbées et en solution se vérifie généralement en présence de faibles teneurs (de l’ordre de quelques mg/l).



Les limites de l’approche empirique

Ces modèles sont basés sur la théorie de l’adsorption alors que nous venons de consacrer plus d’une dizaine de pages dans ce rapport pour présenter les nombreux autres mécanismes susceptibles de contrôler la solubilité des ETM.

Les isothermes empiriques sont déterminées selon un protocole et à un instant précis. Les données ne peuvent être déconnectées de ce contexte et ne sont donc pas utilisables pour un autre site d’étude. Elles sont de plus déterminées dans des conditions simples dans lesquelles les effets de compétition ou les différentes cinétiques ne sont pas pris en compte. Elles dépendent du pH, de la force ionique, et de la température.

Ces formalismes ne permettent donc pas de simuler des scénarios dans lesquels les conditions du milieu varient au cours du temps. Et cette approche ne saurait donc être suffisante pour décrire le comportement des ETM dans la ZNS.

Elles restent toutefois à l’heure actuelle, le moyen opérationnel le plus largement utilisé pour prendre en compte un effet retard des contaminants du fait de la réactivité des milieux traversés. Mais il ne s’agit que d’un effet retard. C'est-à-dire que le polluant continue à migrer avec une concentration maximale constante qui est celle de la source (si celle-ci est infinie).

3.2.2 Approche mécanistique

Généralités

Cette approche se base sur les mécanismes réactionnels qui se produisent entre la phase solide et la phase liquide, et qui sont intégrés spécifiquement dans un code informatique (Burnol et al., 2004). Quel que soit le modèle choisi (voir ci-dessous), les variables requises sont la connaissance des compositions chimiques initiales des phases liquide et solide, et les conditions physico-chimiques du milieu. Les modèles utilisent les lois et les données thermodynamiques caractéristiques des réactions à l’équilibre dont les constantes ne dépendent pas des conditions expérimentales d’acquisition et, dans certains cas, les lois cinétiques des réactions élémentaires pour chacun des éléments mis en jeu.

Les outils les plus élaborés prennent en compte, les réactions acides-bases et redox, la complexation de surface, l’échange ionique et la précipitation/dissolution des espèces chimiques présentes dans les sols et les aquifères. A partir de la description initiale du milieu, le modèle calcule la spéciation chimique i.e. la distribution des éléments au sein des phases liquide et solide. In fine, le résultat des calculs donne accès à une distribution des éléments dans le système complexe.



Vers un formalisme des processus naturels

Dans le paragraphe 2.2, nous avons cherché à présenter la complexité des mécanismes et les nombreux facteurs de contrôle du devenir des ETM dans le sol et le sous-sol. Le découpage possible des mécanismes en de multiples réactions élémentaires a été évoqué en s’appuyant sur le schéma synthétique de Manceau et al. (2000) – paragraphe 2.2.1). A l’heure actuelle, beaucoup de séquences réactionnelles sont inconnues si bien que la modélisation géochimique porte sur les réactions chimiques « globales » qui sont en fait une succession de réactions élémentaires (Sposito, 1994). Leur étude se fait à l’échelle macroscopique (celle du bécher) alors que l’étude des mécanismes élémentaires ne peut se faire qu’à l’échelle moléculaire. Les mécanismes macroscopiques sont présentés de manière plus ou moins complète dans de nombreuses publications (Rollin et Quiot, 2006 ; Blanc et al., 2004 ; Panfili, 2004 ; Lions, 2004 ; Bataillard, 2002). Blanc et al. (2004) distinguent par exemple les mécanismes suivants susceptibles de contrôler la concentration des ETM en solution :

o la précipitation/dissolution,

o la complexation de surface,

o l’échange cationique,

o la précipitation de surface,

o la co-précipitation.

La précipitation de surface et la co-précipitation sont distinguées de la simple précipitation car elles sont considérées comme jouant un rôle important dans la fixation des ETM dans les sols. La présence d’une surface favorise d’un point de vue cinétique la formation de précipité. Toutefois, à moins d’appliquer une correction empirique à la valeur de la constante d’équilibre du précipité, les modèles ne permettent pas encore ces distinctions. La plupart considèrent donc les 3 mécanismes suivants : la précipitation/dissolution, la complexation de surface et l’échange cationique.

Un problème de vocabulaire qui ne facilite pas la vulgarisation

Il nous paraît important ici, de souligner qu’il existe une multitude de termes utilisés pour désigner les mécanismes chimiques intervenant dans la mobilité des éléments traces minéraux, et plus particulièrement en ce qui concerne les interactions de surface (mais le problème se pose également pour la « co-précipitation »). Si Blanc et al. (2004) évoquent un mécanisme « d’échange cationique », d’autres auteurs parlent « d’adsorption », « d’adsorption sensu-stricto », « d’adsorption non spécifique » ou encore de « physisorption ». Pour le second terme « complexation de surface », utilisé par Blanc et al. (2004), il est fréquent de lire les termes « d’adsorption spécifique » ou « chimisorption » lorsque la rétention de l’ion à la surface se fait via la formation d’une liaison chimique. Calvet (2003) fait le choix d’utiliser les termes d’ions « adsorbés avec ou sans complexation ». Sposito (1994) parle « d’adsorption hautement sélective ».



Cette multitude de termes n’aide pas à clarifier le discours relatif au comportement des ETM dans les sols et qui complique la tâche de l’enseignant.

Pour le pédologue, à l’origine du concept de la « Capacité d’Echange Cationique » des sols (CEC), « l’échange cationique » regroupe un ensemble de mécanismes. La CEC et les cations échangeables sont avant tout des paramètres qui se mesurent. La CEC est la quantité maximale d’un élément susceptible d’être échangée par un autre dans des conditions spécifiées. Elle sera utilisée comme paramètre d’entrée des modèles comme nous le verrons au paragraphe 3.2.2. Compte tenu du protocole utilisé (apport d’un cation en excès fortement chargé dans une suspension sol/eau), il est très probable que certains complexes de surface ainsi que certains précipités soient également déstabilisés.

En définitive, compte tenu de cette complexité et des réactions élémentaires présentées au paragraphe 2.2.1, il paraît plus conforme d’utiliser les termes « adsorption » pour décrire la fixation d’un ion sur une surface sans liaison chimique et, le terme de « complexation de surface » lorsqu’une liaison chimique existe avec les groupements de surface du solide. En terme de mobilité, les ions adsorbés sont facilement échangeables et donc potentiellement plus mobiles que les ions complexés mais dont la force de la liaison dépendra de la structure électronique de l'ion et du ligand auquel il est fixé.

Enfin, les anglo-saxons utilisent le terme « sorption » qui se veut très générique en désignant tout processus à l’interface liquide/solide conduisant à un changement de phase du soluté (Sigg et al., 2000, cité par Lions, 2004). Très pratique, ce terme devrait être adopté en langue française afin d’éviter des erreurs courantes lors de la description du devenir des ETM dans les sols.

Principaux formalismes utilisés dans les modèles vu à travers l’exemple de PHREEQC

PHREEQC est utilisé pour simuler des réactions chimiques et le transfert de solutés dans des eaux naturelles et polluées. C’est un programme écrit en C par D.L. Parkhurst et C.A.J. Appelo (1999) ; il est diffusé gratuitement par l’US Geological Survey. Suivi et en constante amélioration, disposant d’une interface intuitive sous windows, c’est maintenant une référence en matière de programme pour la modélisation hydro-géochimique.

PHREEQC permet notamment :

o de calculer la spéciation des espèces chimiques dans une solution aqueuse ainsi que les indices de saturation des minéraux ;

o de simuler pour les gaz, les phases solides et aqueuses, à différentes températures, des réactions chimiques (précipitation, dissolution…) en batch ou avec du transport en 1D (convection, dispersion) ;

o de tenir compte de lois cinétiques dans certaines réactions ;



o de simuler des réactions de surface (adsorption et complexation).

Les principaux formalismes sont présentés ci-dessous.

La spéciation en solution et le calcul des indices de saturation

Toute réaction faisant réagir en solution les éléments ou molécules A et B pour former ou libérer les éléments ou molécules C et D, peut s’écrire de la manière suivante :

dDcCbBaA K +⎯→←+

La double flèche signifie que la réaction est à l’équilibre. Celui-ci est caractérisé par sa constante réactionnelle K, qui ne dépend que de la température et qui, d’après la loi d’action de masse, est égal à :

ba

dcba

dc

ba

dc

BADC

BADCK

γγγγ

⋅⋅

==][][][][

)()()()(

Où les termes entre parenthèses sont les activités des espèces en solution qui se calculent à partir des concentrations (entre crochets) et des coefficients d’activités, γ . Ces coefficients traduisent les interactions entre les espèces et les autres constituants du système. Il est lui-même calculé par le programme en utilisant différents formalismes qu’il est possible de choisir en fonction du système étudié. Pour les systèmes naturels, le formalisme généralement utilisé est celui de Davis qui s’exprime de la manière suivante :

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−

+⋅−= I

IIAzLog ii 3.0

12γ

Avec 25.0 ii zCI ∑= , la force ionique de la solution, iC , la concentration de l’ion i et

iz , sa charge. A est une constante qui ne dépend que de la température (= 0.5 à 25°C). Le calcul de la force ionique nécessite de connaître les concentrations de toutes les espèces en solution.

Ce faisant le programme calcule la répartition des espèces ainsi que les indices de saturation (IS) des solides connus dans sa base de données, à partir de la composition initiale de la solution. Une première application est de tester l’importance du phénomène de précipitation sur le contrôle éventuel des solutés de la colonne d’eau au cours du temps. Les activités des espèces libres susceptibles de réagir ensembles étant connues, le programme compare leur produits de solubilité aux constantes de la base de données.

Par exemple, prenons le cas du carbonate de cadmium, l’otavite. La réaction de précipitation s’écrit :



323

2 CdCOCOCd →+ −+

Le produit de solubilité est une constante qui s’écrit :

( ) ( ) 23

2 csteCOCdKS =⋅= −+

Dans la solution complexe, notée « a », PHREEQC permet de calculer les activités des ions (Cd2+)a et (CO3

2-)a. Le produit de ces activités,

( ) ( )aaaS COCdK −+ ⋅= 23

2

peut alors être comparé au produit de solubilité de l’otavite disponible dans la base de données, via le calcul de l’indice de saturation IS :

logS

Sa

KK

IS =

Si IS ≥ 0 cela signifie que SaS KK ≤ et donc que la solution est sursaturée vis-à-vis de l’otavite. Comme une solution tend toujours à se rapprocher de son état d’équilibre thermodynamique, une sursaturation induit la précipitation du minéral considéré afin que les activités des ions diminuent et que KSa devienne égale à KS.

Au contraire, si IS ≤ 0 la solution est sous-saturée si bien que la précipitation du minéral concerné est impossible ; les concentrations des solutés ne sont pas contrôlées par sa formation mais par un autre mécanisme, comme l’adsorption par exemple.

L’échange cationique (ou quantification de l’adsorption)

PHREEQC utilise la loi d’action de masse et définit des demi réactions entre une espèce aqueuse et un site d’échange fictif inoccupé, X-.

XBBX adsK⎯⎯ →←+ +−

Ces sites d’échange possèdent une activité chimique. Par défaut, le coefficient d’activité est mis égal à 1. Le nombre de site d’échange par unité de masse d’échangeur, exprimée en mol/g par exemple, est assimilée à la capacité d’échange (CEC) du système. Pour réaliser ces calculs, le programme doit également connaître la valeur des constantes d’échange.

La complexation de surface PHREEQC propose différents modèles de complexation avec ou sans prise en compte du potentiel électrostatique de surface. Différents types de sites peuvent également être pris en compte. La base de données incluse dans PHREEQC permet de considérer la ferrihydrite (Hfo = hydrous ferric oxide) avec 2 types de sites : Hfo_s et



Hfo_w complexation forte et faible respectivement sur la base (depuis étendue) des travaux de Dzombak et Morel (1990).

Hfo_wOH correspond à une surface neutre, dont la réaction de dissociation va s’écrire :

+− +⎯→← HwOHfowOHHfo cK __

La réaction de compétition avec le proton et un cation métallique, comme par exemple Zn2+ va quant à elle s’écrire :

+++ +⎯⎯ →←+ HwOZnHfoZnwOHHfo cZnK __ 2

Outre les constantes de complexation pour chaque métal et chaque type de site, les paramètres d’entrée nécessaires concernent :

o le nombre de sites w et s disponibles (en mol),

o la surface spécifique de la phase complexante (en m2/g),

o la quantité totale de cette dernière présente dans le système (en g).

La cinétique des réactions Les minéraux, les matières organiques ainsi que les autres réactifs des sols souvent ne réagissent pas jusqu’à atteindre l’équilibre dans la période de temps d’une expérience ou d’un suivi de site de quelques semaines. PHREEQC permet de prendre en compte des aspects cinétiques, en imposant des vitesses de réaction.

Le contrôle cinétique d’une réaction induit une évolution de la concentration d’une

espèce i en fonction du temps, dtdmi

, d’après l’équation suivante :

kkii Rc

dtdm

,=

Avec kic , , le coefficient stoechiométrique de l’espèce i, et kR , une constante correspondant au taux de réaction exprimé en mol/kg/s.

De nombreux paramètres sont nécessaires pour ces calculs. Par exemple, les constantes R sont publiées pour de nombreuses réactions, pour différentes conditions de température et de pression. Mais souvent, elles diffèrent entre elles parce que les auteurs les ajustent à leurs observations et à leurs mesures du fait de conditions expérimentales différentes et d’une compréhension incomplète des systèmes.



Le modèle de calcul géochimique : un outil pour la compréhension des phénomènes

Le programme est une aide intéressante pour comprendre la spéciation des ETM dans la ZNS, en suggérant par exemple des phases solides susceptibles de se former, ou au contraire en montrant que la complexation de surface aura un rôle majeur dans le contexte d’étude. Il permet donc la formulation d’hypothèses qu’une analyse supplémentaire ou une expérience simple de laboratoire permettront de discuter. C’est dans ce sens que la modélisation est un outil pour la compréhension des phénomènes.

Le préalable indispensable est donc de connaître les concentrations totales des différentes espèces en solution ainsi que le pH, le potentiel d’oxydo-réduction, l’alcalinité et la température des échantillons prélevés. Ces données de base utilisées en entrée du modèle permettent un premier calcul dont les résultats orienteront une seconde campagne d’investigation pouvant comprendre des caractérisations minéralogiques (DRX ou MEB-EDS, par exemple).

Une fois le système bien décrit, le modèle peut devenir un puissant outil d’extrapolation permettant notamment de tester l’incidence d’une modification des conditions physico-chimiques sur le comportement des ETM (acidification par exemple). Mais cette fonction du modèle n’est possible que dans un second temps après un minimum de validation des résultats obtenus.

Les limites de l’approche mécanistique

Présentée ci-dessus, cette approche semble très adaptée à la problématique du devenir des ETM dans la ZNS. Toutefois, elle connaît de nombreuses limites qui freinent considérablement son utilisation en routine.

En premier lieu, elle est relativement complexe. Les utilisateurs doivent être familiarisés au fonctionnement thermodynamique et cinétique des systèmes, afin de comprendre les limites du modèle utilisé.

Le modèle nécessite de nombreux paramètres d’entrée ce qui ne rend pas aisée sa mise en œuvre en raison des problèmes de temps d’acquisition, de disponibilité d’échantillons et de coût financier.

Le manque de données thermodynamiques et cinétiques est également un frein très important. Samouëlian et al. (2007) évoquent la nécessité de renseigner ces constantes pour les minéraux mal cristallisés, de petites tailles et contenant de nombreuses impuretés. Ces critères les rendent plus réactifs que les phases bien cristallisées qui sont pour le moment les plus représentées dans les bases de données. Les constantes cinétiques sont également encore peu nombreuses. De plus de grands écarts existent entre les constantes cinétiques et thermodynamiques obtenues au laboratoire et au champ. Pour Samouëlian et al. (2007), ces écarts s’expliquent par la difficulté d’estimer les surfaces réactives des minéraux du sol et de



reproduire au laboratoire la diversité des flux d’eau présents entre la micro et la macro porosité. Ce dernier point justifie de mener en parallèle des investigations sur le fonctionnement hydrique et chimique de la ZNS. Une autre limitation du domaine de validité des constantes thermodynamiques porte sur leur détermination au laboratoire en milieu aqueux alors que l’eau capillaire de la ZNS a des propriétés différentes. La non saturation du milieu poreux génère des conditions de capillarité qui imposent une pression interne de l’eau inférieure à celle de l’atmosphère. Dans ce contexte, les conditions d’équilibre géochimique sont modifiées (Mercury et al., 2003 et 2004). Le calcul des énergies de réaction fait effectivement intervenir une contribution volumique où la pression interne de l’eau est prise en compte. De plus, les coefficients d’activité sont eux modifiés parce qu’ils dépendent des propriétés thermodynamiques et électrostatiques de l’eau lesquelles varient en fonction de sa pression interne (Lassin et al., 2005). Les données permettant d’adapter les constantes à ces conditions ne sont pas connues pour tous les composés.

Enfin, les bases de données sont encore insuffisamment renseignées concernant la prise en compte des réactions mettant en jeu des constituants organiques dont le rôle sur le transfert des polluants peut-être majeur (cf exemple du fonctionnement podzolique présenté au paragraphe 2.2.3).

3.3 OUTILS DISPONIBLES

Seuls les outils permettant un couplage chimie–transport en ZNS ont été répertoriés dans le Tableau 4 (liste non exhaustive).

L’outil le plus répandu dans les bureaux d’étude est le logiciel PHHREEQC (Parkhust et Appelo, 1999), car celui-ci est disponible gratuitement sur internet. Cependant ce logiciel ne permet de réaliser des modélisations couplées chimie transport qu’en milieu saturé.

Certains modèles tentent de prendre en compte, la production d’exsudats racinaires (acides organiques et enzymes) et les conséquences de la présence de racines (modification du pH et de l’EH), dans la biodisponibilité des éléments traces des phases minérales du sol (Nowack et al, 2006). Ces outils, s’ils sont éprouvés, permettront de modéliser les risques de transfert vers les parties aériennes des plantes et donc les risques de transfert vers la chaîne alimentaire.



Code couplé de transport

réactif

Code géochimie (loi

activité)

Code transfert (dimension),

phase

Schéma et Méthode de

couplage

Base de données thermo-

dynamiques

Références Disponibilité

HYDRUS-2D Hypothèse Kd améliorée (avec options)

HYDRUS3D (3D),

schéma aux éléments finis de type galerkin Résolution différentes selon la taille du problème

- (Simunek et al., 1999)

payant

HBGC123D BIOKEMOD (3D), non saturé Séquentiel itératif - Salvage and Yeh, 1998

Oui hbgc.esd.ornl.gov

HYTEC CHESS (davies) R2D2 (2D), METIS (3D), non saturé

Volumes finis Séquentiel itératif (+ parallélisation)

Chess.tdb CTDP HYTEC (van der lee, 2004) (R2D2 (Lagneau, 2003)+CHESS (van der lee et Dewint, 2002), METIS (Goblet, 2002)

Non, sauf CHESS (gratuit)

Marthe PHREEQC Marthe (3D), non saturé

Différences finies Schéma séquentiel non itératif,

- MARTHE (Thiery et al., 2002)

En développement

Marthe

SCS (simulateur chimique spécifique) (Debye-Hückel, Davies + Pitzer)

Marthe (3D), non saturé

Différences finies Schéma séquentiel non itératif,

- MARTHE (Thiery et al., 2002)

HP1 (HYDRUS1D + PHREEQC)

PHREEQC

HYDRUS1D (1D), transitoire, zone non saturée évapotranspiration

phreeqc.dat HP1 (Jacques and Simunek, 2005) HYDRUS1D (Simunek et al., 1998)

payant

CRUNCH (GIMRT) (Debye-Hückel) (2D) Diphasique

Volume Finis Séquentiel implicite

EQ3/6.dat+ kinetic Steefel ; 2001

CRUNCH (OS3D) (Debye-Hückel) (3D) Triphasique Volume Finis

Séquentiel itératif EQ3/6.dat + kinetic Steefel et

Yabusaki, 1996

http://www.csteefel.com/CrunchPublic/WebCrunch.html

TOUGHREACT REACT TOUGH2V2.0 Différence Finies Séquentiel itératif

Plusieurs selon le cas d’application Dont EQ3/6.dat

Xu et Press, 2001 Oui www.osti.gov/estsc



Code couplé de transport

réactif

Code géochimie (loi

activité)

Code transfert (dimension),

phase

Schéma et Méthode de

couplage

Base de données thermo-

dynamiques

Références Disponibilité

MIN3P

Des formalismes pour certains types de réaction sont intégrés. Le choix des constantes est laissé à la discrétion de l’utilisateur

3D, ZNS Transport d’eau : Equation de richard et équation d’advection dispersion Transport Gazeux uniquement diffusif flux préférentiel en 1D

Différences finies centrées Schéma implicite

-

Mayer et al. 2002

Tableau 4 : Liste des codes couplés chimie transport fonctionnant en zone non saturée

Les critères de choix d’un modèle, les paramètres nécessaires à la modélisation en zone non saturée et un rappel du vocabulaire spécifique à la modélisation sont proposés en annexe 3.



3.4 DIFFICULTES POSEES PAR LA MODELISATION EN ZONE NON SATUREE

La modélisation des écoulements en zone non saturée implique la connaissance de la loi de rétention et de la loi de perméabilité régissant ces écoulements. Ces lois peuvent prendre plusieurs formes (Cf. 2.1).

La loi de van Genuchten est une loi statistique basée sur la fréquence de distribution des pores, dont la validité couvre une gamme de succion importante. Son utilisation conjointement à la loi de perméabilité du même nom, facilite le calage des paramètres caractéristiques au nombre de 5 :

• Conductivité hydraulique à saturation (m/s) (Ks),

• Teneur en eau résiduelle (θr),

• Teneur en eau à saturation (θs),

• Paramètres de calage des lois retenues (α, m ou n).

Les autres lois, quant à elles, nécessitent la détermination de 7 paramètres. C’est pourquoi la loi de van Genuchten est la plus souvent utilisée.

Outre ces paramètres caractéristiques, les valeurs de porosité (-) et de densité spécifique (g/cm3) devront également être connues

Comme toute modélisation, la modélisation en zone non saturée se heurte aux difficultés :

• du choix des conditions initiales et aux limites (Guymon, 1994),

• de la paramétrisation du modèle ; certains paramètres ont des incertitudes associées (liées à la précision des mesures) faibles de l’ordre de 10 % (pH, densité spécifique) ; tandis que d’autres (conductivité hydraulique et diffusivité) peuvent présenter des écarts de plus de 30 %.

L’incertitude associée à chacun des paramètres est indépendante de la sensibilité du modèle à ce dernier. Il reste donc essentiel de connaître les variations des résultats du modèle en fonction de celle du paramètre d’entrée. A titre d’exemple, la conductivité hydraulique est un paramètre présentant une forte incertitude associée et auquel les paramètres de sortie du modèle sont très sensibles.

Parmi les phénomènes intervenant sur la migration des ETM en zone non saturée, certains sont encore mal pris en compte dans les modèles, c’est le cas notamment du transport particulaire et de l’activité bactérienne.



L’activité bactérienne peut avoir une action importante sur la cinétique des réactions voire peut modifier certains équilibres chimiques du milieu par un mécanisme actif pour acquérir des nutriments par exemple (acidification, réduction, excrétion d’enzymes et/ou de complexants organiques…). On peut indirectement prendre en compte ces phénomènes en modifiant certaines constantes d’échanges lors des modélisations.

La modélisation en zone non saturée est relativement exigeante en termes de données nécessaires pour sa mise en œuvre. Lors du choix du modèle, il est donc important de mener une réflexion concernant les moyens à mettre en œuvre pour leur acquisition (bibliographie ou investigations sur site ou en laboratoire ?)

L’incertitude et le coût associés à la détermination d’un paramètre sont différents et propres à chacun des modes d’acquisition des données. La mise en œuvre d’étude de sensibilité permettra de choisir la meilleure adéquation coût-bénéfice possible pour chaque paramètre.



4. Avantages et inconvénients des différentes approches pour l’acquisition des paramètres

caractéristiques de la zone non saturée

La connaissance des phénomènes régissant la migration des polluants en zone non saturée (chapitre 2), tout comme la modélisation de ces phénomènes (chapitre 3) demande l'acquisition de données. Trois modes d’acquisition de données sont possibles :

• bibliographiques,

• in situ,

• en laboratoire.

Les paramètres à acquérir pour l’étude de la zone non saturé sont d’ordre hydrique et chimique.

Les différents modes d’acquisition sont présentés pour chaque type de paramètres en annexe 4.

Chaque méthode d’acquisition présente des avantages et des inconvénients propres à chacun des paramètres recherchés, et qui peuvent être d’ordre financier, pratique, ou concerner la validité et la représentativité de la mesure.

Dans les paragraphes suivants une analyse critique pour les deux types de paramètres, hydrique et chimique, est proposée pour les 3 modes d’acquisition.

4.1 DETERMINATION DES PARAMETRES HYDRIQUES

Chaque échelle de mesure apporte un résultat différent avec une précision différente. Lors de la mise en œuvre d’une technique d’acquisition de données des caractéristiques hydrodynamiques des sols, il est essentiel d’avoir en tête les fondements de chaque méthode, les hypothèses et simplifications qu’elle implique et les limites de son domaine de validité. Ces précautions sont en effet nécessaires pour une interprétation pertinente des résultats, et une éventuelle comparaison des valeurs données par des méthodes différentes.



4.1.1 Données de terrain

Infiltration

La méthode la plus couramment utilisée est la méthode Porchet (pour plus de détails voir l’annexe 4)

Les méthodes disponibles permettent de mettre en évidence l'existence de cheminements préférentiels. Elles explorent un volume limité de terrain, et nécessite donc la réalisation de plusieurs mesures pour avoir une bonne représentativité de la perméabilité en surface. La valeur obtenue n'est valable que pour les 50 premiers centimètres de sol.

Ces mesures sont peu chères et leur mise en œuvre est bien normalisée.

Conductivité hydraulique

Pour la détermination de la conductivité hydraulique, les méthodes in situ se rapprochent le plus de la réalité car elles sont appliquées sur un volume de matériau plus important qu’en laboratoire et se font en place dans le milieu naturel non perturbé.

Evapotranspiration

Il existe différentes formules plus ou moins complexes pour l’estimation de l’ETP. Elles requièrent la connaissance d’un nombre minimum de paramètres climatiques. Le choix d’une formulation au détriment d’une autre dépend de la disponibilité en données météorologiques.

La formule de Thorntwaite est certainement la plus utilisée et est généralement valable notamment quand on considère des données annuelles.

L’ETP découle toujours de l’application d’une formule sur la base de données météorologiques qui sont souvent prises à la station Météo France la plus proche, plus rarement issues d’une station météo installée sur le site.

Ruissellement

Le ruissellement peut être négligé si le terrain est plat, recouvert de végétation et que le sol est assez perméable.

Si le ruissellement est important, on devra le prendre en compte dans le bilan hydrique. Sa mesure sur site est délicate à moins d’avoir un système de fossés collectant les eaux de ruissellement sur le site.



Humidité

Les humidimètres neutroniques et les sondes TDR sont surtout bien adaptés pour suivre avec précision le bilan hydrique sur des périodes assez longues, avec des calages réguliers à l'aide de mesures gravimétriques.

La sonde à neutrons développée depuis plus de 40 ans a longtemps été la plus utilisée. Son usage est très réglementé, en raison de la présence d’une source radioactive.

Les mesures TDR développées plus récemment sont désormais les plus utilisées. Elles sont soit ponctuelle (bi et tri-tiges) soit les mesures peuvent se faire sur un profil de sol via un tube d’accès. Des systèmes d’acquisition permettant un stockage automatique des données existent pour les bi et tri-tiges. Par contre, les mesures sur un profil via un tube l’acquisition restent manuelles.

Quel que soit le capteur, la phase d’étalonnage est indispensable.

L’équation reliant la constant diélectique du mélange sol-eau (ε) et la teneur en eau volumique (θV) la plus utilisée est celle de Topp et al. (1980) :

3624 10.3.410.5.5029.0053.0 εεεθ −− +−+−=V

Cette relation empirique est applicable dans de nombreux sols, et ce relativement indépendamment de leur texture et de la présence d’éléments grossiers (Drungil et al, 1989). Néanmoins, des calibrations spécifiques au sol étudié sont nécessaires pour les sols très peu denses ou avec une teneur en matière organique élevée. Pour les sols présentant des propriétés intermédiaires l’équation de De Loor a montré son utilité (Dirksen and Dasberg, 1993).

Succion

Les tensiomètres sont des appareils simples, précis et très utilisés mais la gamme de potentiels qu'ils permettent de mesurer est limitée (ils ne fonctionnent plus à ψ > 0,08 MPa). Lorsque la succion atteint des valeurs de cet ordre, de l'air peut passer à travers la bougie poreuse et le tensiomètre se désamorce.

Pour la mesure de la succion, les tensiomètres sont la technique la plus utilisée, c’est aussi la technique la moins chère.

La mise en place de capteurs de mesure d'humidité et de succion reste difficile dans certains types de sol, et toujours délicate en profondeur.



4.1.2 Données de laboratoire

Mesure d’humidité

La méthode gravimétrique (par pesée) est longue et destructrice. On ne peut prélever des échantillons du sol qu'une seule fois à un endroit donné. Cependant, malgré ses défauts, elle constitue la méthode de référence par rapport à laquelle toutes les autres sont calées.

Conductivité hydraulique

La détermination de la conductivité hydraulique à saturation en laboratoire est limitée car la prise d'échantillon sur le terrain peut modifier la structure de ceux-ci. Si lors du carottage des tassements ont lieu, ils ont pour conséquence de diminuer artificiellement la conductivité hydraulique.

Courbes de rétention au laboratoire

L’obtention de courbes de rétention en laboratoire permet de caractériser l’écoulement pour différents états de non saturation. Cela permet d'avoir une courbe complète qui seule permet un ajustement des paramètres de la loi d'écoulement choisie (van Genuchten par exemple).

L'inconvénient de ces techniques, est la manipulation des échantillons. Un remaniement, un tassement ou au contraire une décompaction du terrain sont possibles et faussent les résultats.

Lors des essais en laboratoire, le volume réduit des échantillons prélevé pose le problème de leur représentativité de la conductivité à l'échelle d'un site, sauf à multiplier les échantillons. Pour certains types de sol (sol non cohérents par exemple) aucune mesure n'est possible.

4.1.3 Comparaison des différents modes d'acquisition

Paige et Hillel (1993) ont comparé trois méthodes d’estimation des propriétés hydrauliques d’un limon sableux fin et d’un limon argileux :

- la méthode du profil instantané, où l’on mesure de façon synchrone la pression dans le sol à différentes profondeurs, et la teneur en eau (sonde à neutrons dans leur cas) lors du ressuyage d’un profil de sol à partir de la saturation. La conductivité est estimée par l’équation de Richard,

- le perméamètre de Guelph,



- la réalisation de courbe de rétention en eau et de conductivité à saturation au laboratoire à partir d’échantillons non perturbés. La conductivité hydraulique non saturée est estimée par la relation de van Genuchten (condition de Mualem).

La méthode du profil instantané et les courbes de rétention en laboratoire donnent des courbes similaires sur les gammes de pression qu’elles ont en commun. Le perméamètre de Guelph lui sous estime de 1 à 3 ordres de grandeur la conductivité à saturation. Ceci pourrait être dû au piégeage d’air ou à la non isotropie (horizontale et/ou verticale) du milieu.

La méthode des profils instantanés serait pour ces auteurs préférables car au laboratoire des risques de perturbation des échantillons sont possibles. Néanmoins, l’utilisation des profils n’a de sens que si l’écoulement est vertical descendant et si la nappe est suffisamment basse pour ne pas affecter l’écoulement.

Les mesures sur site ne permettent d’estimer les propriétés hydrauliques qu’entre la saturation et la capacité au champ, au-delà la mesure n’est plus possible. La détermination de certains paramètres de forme des lois d'écoulement est donc parfois difficile sur la base de données de terrain uniquement.

4.1.4 Données bibliographiques

Il est a fortiori plus rapide et moins couteux d'utiliser les données bibliographiques. Néanmoins, il n'existe pas de données disponibles pour tous les types de sol, et encore moins pour les remblais qui constituent généralement la partie superficielle de la zone non saturée sur les sites industriels.

Dans tous les cas, la question de leur représentativité pour le cas d'étude et de leur validité intrinsèque (qualité de la donnée) reste posée. Ainsi, les travaux effectués montrent que les résultats obtenus en utilisant les FPT (Fonction de PédoTransfert) sont meilleurs lorsqu’on utilise une FPT définie sur des sols proches de ceux qu’on cherche à étudier.

4.2 DETERMINATION DES PARAMETRES CHIMIQUES

4.2.1 Données de terrain

La détermination de paramètres chimiques sur le terrain constitue un gain de temps important et permet d’orienter l’échantillonnage du site en fonction des résultats obtenus. Pour certains paramètres comme le EH et certaines formes chimiques d’éléments susceptibles d’être déstabilisées au contact de l’air (fer et soufre notamment), ces déterminations in situ sont quasiment incontournables. De même, des appareils de plus en plus sophistiqués mais restant à un coup abordable peuvent être amenés sur le terrain pour l’analyse rapide des gaz (CO2, CH4, H2S...) y compris certains composés organiques volatiles.



Les kits colorimétriques permettant des déterminations rapides et fiables in situ sont très nombreux et disponibles pour un grand nombre de paramètres. Ils peuvent nécessiter la réalisation d’une mise en suspension sur site ou être utilisés directement sur le solide comme le kit Hellige pour la détermination du pH.

La détermination du EH ne peut se faire à l’aide d’électrodes (électrochimie) ou par mesure des concentrations sur des eaux ou des solides saturés en eau, des couples redox. Le matériel de mesure électrochimique existe en version portative.

Enfin, des d’outils d'analyse sur site commencent à être du domaine public à un coût abordable, notamment pour la caractérisation des teneurs dans les phases solides (cas de l'analyse des métaux par fluorescence X portable).

Ces caractérisations sur site peuvent toutefois demander une validation par des méthodes classiques sur des échantillons ramenés au laboratoire.

4.2.2 Données de laboratoires

Paramètres globaux

Certains paramètres du sol ne peuvent être acquis qu’au laboratoire. Notamment la CEC, la granulométrie, les teneurs en divers éléments mais aussi en carbone organique et inorganique, sont des paramètres indispensables pour espérer comprendre le comportement des ETM dans un contexte donné. Ils serviront de données quantitatives pour les modèles réactifs. Des laboratoires commerciaux proposent ces caractérisations en routine pour des sommes ne dépassant pas quelques dizaines d’euros par échantillon.

Certaines caractérisations sont moins fréquentes mais peuvent être très utiles. Notamment la connaissances des formes du fer dans les sols par le biais d’extractions chimiques sélectives permettra de renseigner et surtout de quantifier la réactivité des échantillons vis-à-vis de certains métaux susceptibles d’être complexés.

Les extractions chimiques peuvent également être étendues à la caractérisation des phases porteuses d’ETM. Toutefois elles doivent être utilisées avec prudence car elles peuvent présenter de nombreux artéfacts. L’interprétation des résultats est particulièrement délicate et ne peut être réalisée que par du personnel expérimenté.

Enfin, les caractérisations spectroscopiques incluant DRX et MEB-EDS, mais aussi µPIXE, XANES, EXAFS et bien d’autres, seront des compléments souvent utiles pour notamment caractériser la minéralogie des échantillons. Leur coût dépassant la centaine d’euros par heure d’utilisation, leur mise en œuvre devra être dûment justifiée. Certaines techniques ne sont envisageables que dans le cadre de projets de recherche et développement. Les données fournies notamment sur la nature des minéraux argileux fourniront des arguments pour le choix des phases solides réactives à modéliser.



Les essais de lixiviation ou d’élution

Les outils normatifs de caractérisation des matrices contaminées ont été développés essentiellement pour permettre une gestion adaptée des déchets.

Le potentiel polluant des déchets est encore très fréquemment déterminé par l’essai de lixiviation statique NF X 31-210. Le terme « statique » utilisé ici, se réfère au caractère non renouvelé de l’eau qui est mise en contact instantanément avec le matériau contaminé et qui sera filtrée et analysée après quelques heures d’agitation. Facile à mettre en œuvre, applicable à de nombreux types de matrices (solide, pâteuse, pulvérulente…), répétable, reproductible et robuste, les conditions dans lesquelles l’essai est réalisé sont toutefois très éloignées de celles que subira le matériau une fois mis en décharge. Il est toutefois utilisé de manière opérationnelle pour déterminer le devenir de certains déchets (valorisation en sous couche routière ou stockage pour les mâchefers d’incinération d’ordures ménagères, admission en décharge de déchets dangereux entre 1992 et 2002). Il est également utilisé pour diverses caractérisations chimiques et écotoxicologiques. Dans le cas des mâchefers d’incinération d’ordures ménagères, les seuils définissant le devenir des déchets ont été déterminés de manière statistique sur la base de la mise en œuvre de l’essai sur de nombreux échantillons de déchets. Ils n’ont donc pas été déterminés sur la base d’impact éventuel sur le milieu. Toutefois, cet essai reste un moyen facile d’obtenir une eau à l’équilibre (si tant est qu’on s’en est assuré par une étude cinétique) avec l’échantillon solide. Ce peut être une première étape dans la caractérisation chimique des solides.

Cependant des essais voulus plus réalistes que le simple essai statique ont été développés et récemment normalisés. Ils mettent en œuvre des élutions de matériaux disposés dans des colonnes afin de répondre au besoin de caractérisation du comportement des matrices contaminées dans un scénario donné. La liste des essais pouvant présenter un intérêt dans le cadre du projet Caphéine est disponible en annexe 4. Certaines de ces normes sont encore au stade expérimental.

La plupart de ces essais sont très récents si bien qu’il est pour l’instant difficile de dire s’ils sont utilisés à bon escient. On peut notamment s’interroger sur la façon dont sont exploités les résultats des essais de lixiviation en colonne. Leur interprétation est souvent compliquée et demande l’acquisition de nombreux paramètres autres que les teneurs en polluants d’intérêts dans le sol considéré (pH, EH, teneur en éléments majeurs, …).

Regard critique sur la représentativité des essais de laboratoire

Un essai de percolation pour quoi faire ?

De nombreux secteurs industriels utilisent des essais de percolation. Les problématiques liées au traitement et à la mise en dépôt des déchets, à la réhabilitation des sols pollués et à la réutilisation des sols remédiés, au traitement des boues, à l’utilisation de compost d’origines diverses, ou encore au recyclage de matériaux pour la construction, les utilisent pour des raisons également variées. Les questions généralement posées pour ces problématiques portent sur la caractérisation de la



capacité du matériau à libérer des contaminants dans un contexte particulier et dans des conditions proches du terrain. Les tests de percolation en colonne présentent l’avantage de mieux prendre en compte les aspects cinétiques et l’hétérogénéité de structure des matériaux réactifs par rapport aux tests de lixiviation en batch.

Les essais peuvent être réalisés dans divers objectifs.

Le premier objectif est de comparer la qualité des lixiviats produits à un lixiviat type qui présente un impact sur les écosystèmes acceptable dans un contexte donné. L’essai est donc un outil d’aide à la gestion du matériau contaminé. Mais à l’heure actuelle, ces informations sont encore très peu disponibles. Elles tendent toutefois à se développer (programme en cours sur « l’acceptabilité de déchets et de matériaux en techniques routières »).

Le deuxième objectif est de recueillir un lixiviat dont la composition chimique exhaustive va permettre de comprendre en partie son fonctionnement géochimique. Pour cela, on fait appel à la thermodynamique chimique et plus exactement au calcul de l’indice de saturation (cf paragraphe 3.2.2) La méthode est très utile mais les résultats obtenus doivent être interprétés avec prudence en raison des limites déjà évoquées ci-dessus.

Influence de l’échelle de mesure

Les possibilités d’extrapolation du comportement environnemental d’une échelle à une autre ont été étudiées dans le cadre du projet LIMULE (Guyonnet et al., 2006) (cf. annexe 5).

Cette étude a montré que les possibilités d’extrapolation d’une échelle à l’autre dépendaient des éléments considérés. L’extrapolation est possible pour les sels solubles, et est satisfaisante pour certains éléments (Ba et Sr pour cette étude). En revanche, pour les éléments réactifs (Al, Cr, SO4, Si dans cette étude), le ratio L/S ne permet plus de passer d’une échelle à une autre car les cinétiques de réaction deviennent prédominantes.

La capacité du ratio L/S à permettre une extrapolation entre scénarios percolants pour le cas des éléments non-réactifs, ne semble pas avoir été influencée par les différentes conditions d’écoulement (saturé / non-saturé) expérimentées dans le cadre du projet (Crest et al., 2005).

Les essais de traçage effectués pour déterminer les paramètres hydrodynamiques du matériau ont montré leur limite, ils ne « voient » pas certaines microporosités qui contrôlent pour partie, la libération des éléments.

Apport de la modélisation géochimique à l’exploitation des essais de lixiviation

Les modèles couplés géochimie transport sont de bons outil d’aide à la compréhension du comportement du système, avant d’être de véritable outils prédictifs.



La réalisation d’essai de lixiviation en imposant des valeurs de pH, fournit en fonction de la quantité de polluant mis en solution, une information très précieuse pour le choix de l’assemblage minéralogique à considérer dans la modélisation. En couplant cette information avec les observations minéralogiques, on peut mieux contraindre la modélisation et améliorer sa capacité prédictive.

L’une des perspectives du projet LIMULE, qui entre dans le champ d’application du projet Caphéine, serait d’imaginer une procédure simplifiée (essai « batch » réalisé à un ratio L/S très faible ou extrapolation à partir de l’essai dynamique) qui permette d’appréhender une concentration maximale, pour le cas des sels solubles, qui soit plus représentative des conditions de terrain.

4.2.3 Données bibliographiques

Bases de données thermodynamique

Chaque base contient plus ou moins d’espèces, généralement minérales et parfois organiques. La cohérence interne entre les différentes données thermodynamiques qui proviennent de sources différentes n'est pas garantie et doit être vérifiée.

De plus comme évoqué plus haut ( § 3.4), les bases de données ont rarement été établies pour la non saturation.

Kd bibliographique

Le Kd est une notion semi-empirique qui prend en compte tous les phénomènes qui peuvent diminuer la teneur en métaux dans la solution du sol. Les Kd trouvés dans la littérature doivent être utilisés avec beaucoup de précaution. En effet, leurs conditions d’obtention ne sont que très rarement précisées. Or c'est sur cette base que devrait se faire le choix du Kd en tenant compte du contexte toujours particulier du site d'étude.



5. Etat des lieux de la prise en compte de la ZNS dans les études de risque en France

La démarche adoptée pour évaluer la prise en compte de la zone non saturée (conceptuellement et pratiquement) en France, a consisté à recueillir :

• le type de données disponibles sur la zone non saturée,

• la vision de différents interlocuteurs : o les chercheurs, o les institutionnels (DRIRE), o les bureaux d’étude.

Pour les chercheurs, une étude bibliographique des projets en cours a été réalisée. Quant aux institutionnels et aux bureaux d’étude, leur avis a été recueilli via des entretient généralement téléphoniques après l'envoi d'un questionnaire.

5.1 LA ZONE NON SATUREE EN FRANCE

Dans le cadre du programme Caphéine, des recherches ont été entreprises en vue d'établir une typologie des zones non saturées sur les sites industriels. La consistance et le type d'informations disponibles par rapport aux besoins du projet est discutée.

5.1.1 Particularité

Les sites industriels ont généralement subi de nombreuses transformations du fait de l’action de l’homme, aplanissement, terrassement, remblayage. Sur ces sites on peut donc avoir en plus des couches « naturelles » (horizon pédologique, couches géologiques) une couche de remblai qui augmente encore la complexité de la zone non saturée

5.1.2 Nature de la zone non saturée

La France a une très forte variabilité géologique et pédologique héritage de son histoire climatique et géologique.

Contexte pédologique français

La Base de Données Géographique des Sols de France (BDSF) au 1 / 1000000 est une représentation simplifiée de la diversité spatiale de la couverture de sol. Elle illustre la diversité de la France avec 21 types de sols identifiés (Cf. annexe 6).



Le projet "Référentiel Régional Pédologique" (RRP) développé par l’INRA doit mener à une harmonisation de la couverture cartographique nationale à l'échelle du 1 : 250 000 avec un achèvement prévu d'ici 2010.

Contexte hydrogéologique en France

La France métropolitaine est marquée par une très forte variabilité géologique et donc hydrogéologique (Figure 7 et Figure 8), avec des zones alluvionnaires, des zones de plateaux calcaires (karstifiés ou non), des zones cristallines …etc.

Figure 7 : Principaux type de nappes et débits associés (Collin, 2004)



Figure 8 : Carte hydrogéologique structurale de la France (Margat, 1986)

En 1996, à la demande du Ministère de l’Environnement de l’époque, le Brgm a établi un catalogue des contextes hydrogéologiques susceptibles d’être rencontrés en France métropolitaine au droit des sites pollués (Callier, 1996) (Cf. Tableau 5 et annexe 7).

Un des critères majeur qui permet de différencier les différentes strates de la zone non saturée est relatif au type de porosité des formations géologiques (porosité d’interstices, porosité de fissures, karst).

Des cartes géologiques au 1/50000 couvrant toute la France sont disponibles. Elles permettent de définir la succession de strates géologiques de la zone non saturée. Des informations plus ponctuelles peuvent être obtenus via les données des forages et sondages répertoriés dans la BSS (Banque du Sol et du Sous-sol).

Ces données ne concernent néanmoins que la nature des terrains rencontrés en surface et les conditions hydrogéologiques (i.e. leur capacité à se faire traverser par un fluide plus au moins rapidement).



Type de support Nature lithologique Caractéristiques du milieu Type de

formation Sable, gravier, galet, tourbe, alluvions Milieu poreux Aquifère

Moraine, alluvions hétérogènes (lentilles de sable, graviers, argile)

Milieu poreux où les transferts se font selon des écoulements préférentiels

Aquifère Roche meubles

Limon, silt argileux, argile Milieu à faible perméabilité, où les transferts de fluides sont limités et retardés

Argileux

Calcaire karstiques Milieu ou le transfert des fluides est très rapide Aquifère

Craie, grès Milieu poreux et fissurés Aquifère

Granite, lave gneiss, quartzite Milieu fissuré Aquifère Roches compactes

Calcaire marneux, marne, molasse, formations à alternances de faciès dominants argileux

Milieux généralement peu perméables où la circulation des fluides est difficile

Argileux

Tableau 5 : Présentation schématique des différents types de formations géologiques (d’après Callier, 1996)

5.1.3 Epaisseur de la zone non saturée

Depuis plusieurs années, des cartes de vulnérabilité des nappes ont été établies. Elles constituent une base d'informations essentielles pour la gestion des ressources en eau, pour l'évaluation des risques de pollution des nappes et la mise en place de mesures destinées à la prévention des pollutions accidentelles.

L’établissement des cartes de vulnérabilité prend généralement en compte des paramètres directement liés à la zone non saturée tels que : épaisseur, présence de couche imperméable, type de porosité/perméabilité et de paramètres « externe » : pluviométrie efficace, pente (Figure 9 ; principes détaillés en annexe 8). La réactivité chimique des terrains n'est pour le moment pas considérée.



Pluie efficace

Pluie efficace

Ruissellement (pente)

Zone saturée

K - Porosité

K - Fissure

HZNS

HZNS

Couche imperméable

Pluie efficace

Pluie efficace


Zone saturée

K - Porosité

K - Fissure

HZNS

HZNS

Couche imperméable

Figure 9 : Critères relatifs à l’importance de la prise en compte de la zone non saturée

L’établissement des cartes d’épaisseur de la zone non saturée (Cf. annexe 8), se fait par calcul de la différence entre le niveau d’eau moyen des eaux souterraines (en considérant la nappe avec la plus haute cote) et la cote altimétrique en tout point. Sur certains territoires, des cartes d’épaisseur de la zone non saturée sont ainsi disponibles (Figure 10, Figure 11).

Cependant, ces cartes ne sont pas toutes accessibles. En effet, souvent seul le résultat final est édité (carte de vulnérabilité) sans que toutes les cartographies intermédiaires réalisées soient disponibles.

Figure 10 : Carte des épaisseurs moyennes de zone non saturée en Basse-Normandie (Gravier et al., 2005)



Figure 11 : Carte d’épaisseur de la zone non saturée à Marie-Galante (Bezelgues et al., 2006)

5.1.4 Matrice épaisseur-nature de la zone non saturée

Le rôle « protecteur » / « retardateur » de la zone non saturée vis-à-vis de la pollution des nappes dépend pour partie des propriétés physiques et de l’épaisseur des formations géologiques. Un exemple de valeurs de sensibilité associées à différents types de formations en fonction de l’épaisseur de celles-ci (plus la valeur est grande, plus la nappe est sensible à une pollution i.e. plus le transfert y est rapide) est présenté Figure 12.

Figure 12 : Exemple de cotation de la vulnérabilité en fonction de l’épaisseur de la ZNS et du type de formation considérée (Gravier et al., 2005)



5.1.5 Vulnérabilité des nappes et sites industriels

A partir de la définition des cartes de vulnérabilté des nappes, un croisement avec la localisation des sites industriels peut être réalisé. Un exemple est donné en Figure 13 pour le département du Loiret (d'autres exemples pour les autres départements de la région centre sont fournis en annexe 9).

Globalement il montre que sur la région Centre, les sites industriels anciens sont concentrés le long des fleuves, ce qui s'explique notamment du fait des besoins en eau, en personnel et en transport de l’époque. Avec le développement urbain et des voies de communication par route, les sites industriels se déplacent en périphérie urbaine et à proximité des grands axes autoroutiers.



Figure 13 : Superposition des sites industriels BASIAS considérés comme les plus potentiellement polluants et de la carte de vulnérabilité : Cas du département du Loiret

(Saphar, 2006)

Les sites les plus anciens sont donc souvent associés à des contextes alluvionnaires. Sur les différentes cartes de la région Centre, cela peut correspond à des zones très vulnérables, mais ce n'est pas systématiquement le cas.

Pour les sites plus récents, tous les cas de figures sont rencontrés (implantation dans des zones de vulnérabilité différentes).



L’établissement de ces cartes de vulnérabilité rend maintenant possible des démarches prospectives pour le choix de l’implantation de nouvelles unités de production présentant des risques pour les nappes.

5.1.6 Limites des Données disponibles

La prise en compte de la zone non saturée est bien réelle en France, notamment dans le cadre de l’établissement des cartes de vulnérabilité des nappes.

Cette démarche est néanmoins dédiée jusqu'à présent à l’échelle du bassin versant et pour des pollutions de type diffuse. Les critères pris en compte ne tiennent pas compte des interactions possibles entre les contaminants et le sous-sol, la démarche reposant essentiellement sur l’hydrodynamique. Ainsi, le rôle du sol est ignoré, seule la géologie du sous sol est prise en compte.

Le sol joue pourtant le rôle de filtre, de zone tampon, de réservoir ou encore de lieu de transformation de nombreux éléments. Toutes ces fonctions vont avoir un rôle déterminant sur la qualité des eaux superficielles et souterraines. Les propriétés du sol interviennent à la fois sur les vitesses et sur les volumes de transfert entre l’atmosphère et la nappe. La dynamique propre des éléments à son niveau peut aussi jouer un rôle clé dans les transferts (cycle de l’azote, du fer…).

Pour que la démarche de vulnérabilité soit utile à la thématique des sites et sols polluées, il faudrait pouvoir introduire d’autres facteurs. Actuellement la complexité du compartiment sol est difficilement appréhendable. Selon le type de polluants considéré, les pourcentages d’argile ou de MO pourraient par exemple être introduits comme des facteurs pondérateurs de la vulnérabilité des nappes au droit des sites pollués.

De plus, actuellement, l’échelle de travail (Tableau 6) pour l’établissement des cartes de vulnérabilité est insuffisante pour la problématique des sites et sols pollués.

Type d’information Echelle Organismes détenteur

Pluviométrie 1 à plusieurs sites d’acquisition par département

Météo France

Photos aérienne 1/30000 IGN Carte géologique 1/50000 Brgm Cartes topographiques

1/25000 IGN

Cartes pédologiques 1/100000 INRA

Tableau 6 : Echelle des informations utilisées pour l’établissement des cartes de vulnérabilité



5.2 PROGRAMME DE RECHERCHE EN FRANCE

Les différents programmes de recherche ayant pour thème la zone non saturée ont été recensés.

La plupart des programmes identifiés ne sont pas connectés directement à la thématique des sites et sols pollués.

De très nombreux programmes de recherche sur la zone non saturée sont réalisés par les agronomes (INRA) et concernent souvent les pesticides et les nitrates (www.brgm.fr/pegase/).

D’autres programmes sont menés par des équipes spécialisées en géotechnique :

1. étude du comportement mécanique des matériaux en zone non saturée,

2. étude des processus d’infiltration des ouvrages dans le cadre de l’hydraulique urbaine (URGC, INSA Lyon),

3. validation de la réutilisation de sous-produits industriels en sous-couches routières (quid de pollutions éventuelles), et impact des bassins de récupérations des eaux pluviales :

Toutes problématiques qui rejoignent la thématique des sites et sols pollués.

Les chercheurs dans le domaine du nucléaire sont aussi très présents sur cette thématique, notamment en ce qui concerne la modélisation couplée chimie-transport.

Chaque champ d’activité a développé une méthodologie de travail propre qui peut avoir un intérêt pour la thématique « sites et sols pollués ». Les agronomes ont par exemple un grand recul sur la mesure in situ des paramètres humidité succion ainsi que sur les outils de mesure de l’infiltration, du ruissellement, et sur l’évaluation de l’évapotranspiration. Les géotechniciens ont eux un recul important sur la caractérisation hydrique des milieux (perméabilité).

Aucun programme de recherche spécifiquement dédié à la zone non saturée n'a été identifié. Mais celle-ci est intégrée dans plusieurs programmes en cours comme par exemple dans le projet AquaTerra (integrated modelling of the river-sediment –soil-groundwater system; advanced tools for the management of catchment areas and river basins in the context of global change, www.eu-aquaterra.de).

On se limitera donc à développer plus spécifiquement les programmes en connexion avec la thématique « sites et sols pollués » consacrés aux pollutions inorganiques.



5.2.1 Projets relatifs à l’hydrodynamique

Par équipe

LCPC

Le Laboratoire Central des Ponts et Chaussées et le Centre d'Expérimentation Routière (CER, CETE Normandie Centre) ont installé sur un site expérimental un remblai avec le soutien de la SNCF et de RFF. Sur ce site, différents projets de recherche sont développés, dont l’organisation est présentée Figure 14, sont notamment prévus :

Figure 14 : Programme du colloque CETE Normandie sur le remblai expérimental

• la mesure de la teneur en eau par couplage de méthodes géophysiques électrique et magnétique, en couplant les mesures de conduction basse fréquence et polarisation haute fréquence. Les avantages avancés par ces techniques sont la diminution des temps de mesures et la réalisation de suivis dans le temps (Palma Lopes, 2006),

• la prévision des profils de teneur en eau à partir de la connaissance des données météorologiques. Pour l’instant le modèle est satisfaisant pour prédire la température au sein du remblai. Par contre, la teneur en eau et la succion sont assez mal simulées et ce ,notamment, proche de la surface. Or la partie du remblai fortement influencée par les variations de teneur en eau et de succion est généralement limitée aux deux premiers mètres (Bin Gao et Jun Cui, 2006),



• le développement de capteurs pour la mesure de la teneur en eau par utilisation d’hyperfréquences. Cette technique est basée sur la relation entre la permittivité du sol et sa teneur en eau. Pour l’instant, le test d’acquisition avec un camion (3.6 km/h), est adapté aux grandes surfaces mais avec une profondeur d’investigation de 30 cm seulement. Le travail se poursuit sur la conceptualisation mathématique, l’acquisition de base de données et la possibilité d’investiguer plus en profondeur.

Le CETE de Lyon en partenariat avec le bureau d’études Bonnard & Gardel, ingénieur conseil, a réalisé une étude sur la quantification de l’impact des contaminations d’origine routière sur la ressource en eaux souterraines en prenant en compte le transfert en ZNS (modélisation) (Eisenlohr et Rossier, 2005).

Brgm

Le Brgm a réalisé un projet qui vise entre autres à tester l'apport de la Résonance Magnétique des Protons (RMP) pour suivre les paramètres hydriques de la zone non saturée (dans une optique de prévision des crues) (Baltassat et al., 2004 ; Boucher et al. , 2005). Les paramètres teneur en eau et temps de décroissance RMP sont étroitement liés aux caractéristiques, teneur en eau et pression de succion de la zone non saturée. L’obtention de profils verticaux de ces paramètres avec une précision suffisante incluant un suivi temporel par RMP reste à mettre au point et demande une amélioration significative de la qualité des mesures. Un gain d’un ordre de grandeur sur le rapport signal sur bruit est nécessaire. Ceci passe nécessairement par le développement d’une nouvelle génération d’équipement RMP. Suite aux inondations de la Somme en 2001, le brgm a développé le projet de recherche FLOOD1 (interreg III) en partenariat avec le British Geological Survey (BGS) et l’Université de Brighton (UoB) dont les principaux objectifs visent à :

• comprendre le comportement hydraulique des écoulements (à travers la zone non saturée de la Craie) qui conduisent au déclenchement des crues dites « de nappe »,

• développer des techniques de mesure pour le suivi de la zone non saturée, en incluant autant que possible une méthode non destructive, de manière à réduire les impacts environnementaux et économiques des suivis, et à améliorer la représentativité spatiale des mesures,

• développer des méthodes et outils plus appropriés pour la prévision du risque de « crues de nappe » permettant des calculs plus fiables, à des échelles de temps plus longues qu'actuellement.

Ce projet a permis la mise en place d’un site expérimental de suivi des paramètres hydrauliques de la craie fissurée, site sans doute unique en Europe par sa taille et l’ampleur de son champ d’investigation dans le continuum zone non saturée – nappe phréatique. Son instrumentation a nécessité des développements particuliers, comme



l’adaptation de tensiomètres spéciaux en forage (sur 30 m), destinés à mesurer la succion en profondeur dans la zone non saturée.

LTHE : Laboratoire d'étude des Transferts en Hydrologie et Environnement

Le LTHE est l’un des acteurs universitaires qui travaille depuis le plus longtemps sur la zone non saturée notamment du point de vue hydrique (Haverkamp et al., 1999 ; Elrick et al., 2002 et Haverkamp et al., 2006). Cette équipe a ainsi une forte expertise dans le domaine de la mesure sur site des paramètres hydriques et de leur modélisation. Les travaux de l’équipe TRANSPORE : TRANSferts couplés en milieux POREux hétérogènes sont particulièrement intéressant pour le projet Caphéine.

Parmi les thèses en cours où récemment soutenues, on peut notamment citer les sujets qui concernent :

• -le transfert de particules en milieu poreux : cas des sols non saturés (Rousseau, 2003) : et cas des sols hétérogènes où les flux préférentiels dominent l'écoulement (Majdalani, 2007),

• -la contribution des colloïdes biotiques au transport facilité de polluants métalliques. Les conséquences de la sorption et du transfert des métaux par les colloïdes bactériens peuvent être intéressantes dans une optique de bio-remédiation des sols pollués. Mais les conséquences peuvent être également dangereuses du fait de l’accélération du transfert de la pollution vers les nappes si ces colloïdes sont mobiles,

• -le transfert de radioéléments en zone non saturée (thèse avec l’IRSN). Avec des études mélangeant expérimentations et modélisation,

• -la détermination des paramètres hydrodynamiques des sols par méthodes mathématiques à partir des données d’essais d’infiltration (Soria Ugalde, 2003)

Programme multi-équipes

ANR

Le projet TRANS SAT : Evaluation des temps de Transfert, dans la zone Non SATurée des sols, de contaminants dissous ou particulaires est développé par les équipes du CEA-Grenoble, du LTHE, d’EDF et du Burgeap. Le but du projet est d’améliorer la prévision du transfert de polluants dans la Zone Non Saturée (ZNS) des sols, pour répondre rapidement et avec précision aux questions concernant le devenir, à cours ou long terme, de polluants répandus ponctuellement à la surface du sol ou déjà présents sur les sites industriels .

Les dispositifs expérimentaux et les méthodes associées de détermination des paramètres hydrodynamiques mis au point dans le cadre de cette étude s’adressent aux problèmes posés par les contaminations de toutes natures (métaux, composés



organiques, radionucléides) générées en cours d’exploitation industrielle à l’échelle de quelques mètres cubes. La méthode proposée ici est basée sur le développement d’un dispositif expérimental innovant et d’une méthode qui permettront:

• d’évaluer les courbes caractéristiques h(�), K(�) de la ZNS à une échelle représentative,

• de déterminer par traçage expérimental sur site et par modélisation numérique, le comportement de pollutions de différente nature (soluble ou particulaire) entre la surface du sol et la nappe,

• de déterminer le mélange des eaux provenant de la surface avec les eaux de nappe.

Des chercheurs de l’Université de Lyon, de Grenoble, de Bourgogne, de l’ENTPE et de l’Ecole de Technique supérieure de Montréal se sont associés pour construire un modèle hydrostratigraphique réaliste d’un dépôt fluvioglaciaire sous-jacent à un bassin d’infiltration d’eaux pluviales. Une approche hydrogéophysique fondée sur une caractérisation à l’échelle du lithofaciès, couplant d’une part une caractérisation géophysique (radar géologique, résistivité électrique) des structures sédimentaires et d’autre part une caractérisation hydrodynamique in situ (essais d’infiltration Beerkan) a été retenue, Le modèle obtenu traduit l’hétérogénéité sédimentaire et hydrodynamique à l’échelle de l’hydrofaciès. La modélisation numérique bidimensionnelle des écoulements en conditions non saturées illustre l’impact des hétérogénéités sédimentaires sur la répartition des teneurs en eau dans la zone non saturée (Goudaland et al., 2007).

LGCIE : Laboratoire de Génie Civil et d'Ingénierie Environnementale

Cette organisation a été créée en 2007 par regroupement du LAEPSI (Laboratoire d'Analyse Environnementale des Procédés et des Systèmes Industriels), du L2MS (Laboratoire Mécanique Matériaux et Structures) et de l’URGC (Unité de Recherche en Génie Civil) sous la double tutelle de l’INSA de Lyon et de l’Université Claude Bernard (Lyon 1). Certaines de ses thématiques d’intervention vont recouper les préoccupations de Caphéine. Cependant à l’heure actuelle aucune publication sur les aspects hydriques n’a pu être trouvée. Le laboratoire URGC (désormais intégré dans le LGCIE) avait auparavant développé un projet relatif à la « Connaissance des mécanismes d’infiltration dans la zone non saturée sous un bassin d’infiltration » en partenariat avec le LAEPSI (INSA), le LSE (ENTPE), le Grand Lyon, et le CETE de Lyon. Les objectifs de l'étude étaient de mieux comprendre les mécanismes d’infiltration, dans la zone non saturée, sous un ouvrage d’infiltration des eaux pluviales. Les aspects étudiés sont ceux relatifs : à la nature et l’importance des chemins préférentiels ; à l’évolution de la porosité et du coefficient de perméabilité au cours temps ; à l’évaluation du temps de transit dans la zone non saturée et à l’influence des cycles des saisons sur le temps de transfert. L’étude repose sur un système de mesure en temps réel et sur une expérimentation à trois échelles différentes :



• dans des colonnes de laboratoire,

• dans des lysimètres de laboratoire,

• dans le fond d’un bassin expérimental (bassin Django Reinhard) instrumenté avec des sondes TDR réparties sur toute la surface du bassin et sur quatre niveaux. Ces sondes permettront, grâce à la télémesure, de suivre en temps réel l’évolution de l’humidité à différentes profondeurs, de décrire le mouvement de l’eau à travers les couches et d’évaluer le flux vertical et horizontal dans la zone non saturée (contact : [email protected]).

5.2.2 Projets relatifs à la réactivité chimique de la ZNS

Par équipe

LCPC

L'évaluation du risque de transfert de polluants des infrastructures de transport vers l'environnement nécessite de prendre en compte les phénomènes d'écoulement et de rétention des polluants dans les sols lors de l'infiltration des eaux de ruissellement. Les codes de transport couplés à la chimie intègrent ces deux composantes et sont utilisés comme outils dédiés à la prédiction de la migration de polluants sur de grandes échelles de temps et d'espace. Cependant, pour comprendre comment les polluants sont retenus et relargués dans les sols, l'échelle du laboratoire est souvent une étape incontournable qui consiste à coupler une expérimentation sur colonne et des modèles adaptés à l'interprétation des courbes de percée de solutés. Une méthodologie fondée sur la chromatographie multiconstituants est illustrée par un exemple de suivi des phénomènes d'adsorption et de désorption compétitives du zinc et du plomb dans un sable de Fontainebleau (Béchet et Morel, 2004).

Le rôle du compartiment microbien sur la mobilité du zinc (concentrations 5 et 20 mg/L de Zn) dans un sol alcalin à texture sableuse a été étudié à l’aide d’expériences en réacteurs (ou « batchs ») et en colonnes. Les observations montrent que la stimulation de l’activité de la microflore autochtone par un milieu nutritif peu complexant du zinc entraîne une remobilisation du métal. En batch, elle est le résultat de l’acidification provoquée par certains organismes hétérotrophes, dont certains sont responsables d’un processus de nitrification. Dans les expériences sur colonnes, elle semble résulter davantage d’une amplification du transport particulaire biocolloïdal lors de la maturation des biofilms microbiens (Crosnier et Delolme, 2006).

LGCIE

On citera également un projet relatif à la mobilisation d’arsenic dans un sol minier avec une attention particulière sur les conditions de milieu (anaérobie, présence de bactérie) (Chatain et al, 2005a et 2005 b).



Préalablement dans la cadre du LGRC un projet relatif à l’ « Evaluation et caractérisation du transfert des éléments traces provenant des eaux pluviales dans la zone non saturée du bassin d’infiltration » en partenariat avec le LES (Laboratoire des Sciences de l’Environnement de l’ENTPE), l’URGC-géotechnique (INSA), le LICAS (Laboratoire d'Instrumentation et Chimie Analytique en Solution), le HBES (Hydrobiologie et Ecologie Souterraines, Lyon 1), l’URGC, le CETE (LRPC de Bron), le Grand Lyon et l’EMSE a été développé. Cette étude avait pour objet d’évaluer le transfert des métaux lourds dans la zone non saturée du bassin d’infiltration en reliant les mécanismes géochimiques et les caractéristiques hydrodynamiques du sol en fonction de différents scenarios hydrologiques. Elle repose sur une expérimentation réalisée à deux échelles différentes :

• des colonnes de laboratoire à partir desquelles les mécanismes peuvent être appréhendés et modélisés (modèle MIM, PHREEQC), (Delolme et al., 2000 ; Février et al., 2000),

• un bassin d’infiltration à taille réelle avec monitoring de la zone non saturée par le suivi de paramètres physiques et chimiques par des prélèvements d’eau qui seront effectués dans la zone non saturée à différentes profondeurs.

IRSN

Au sein de l’un de ses laboratoires, l’IRSN développe des projets dans la thématique d'étude du comportement bio-géochimique des radionucléides dans les compartiments réservoirs (sols et sédiments)" en s’intéressant notamment au devenir et à la transformation des éléments dans les sols : mobilité, spéciation solide, cinétique de réduction, rôle des microorganismes et de l’oxydoréduction (Coppin et al.,2006 ; Darcheville et al.,2006).

Même si les éléments d’intérêt pour l’IRSN (séléniate, strontium, …) ne sont pas ceux étudiés dans Caphéine, les outils et méthode de travail sont transposables.

INRA L’équipe « Climat, Sol et Environnement » développe un programme de recherche visant à décrire les couplages entre processus microbiens et transformations géochimiques dans le sol avec une application à l'étude de l'apparition et du devenir de pollutions affectées par des périodes transitoires d'anoxie (Dassonville et al., 2004 ; Cannavo et al., 2006).

GISFI – Groupement d'Intérêt Scientifique sur les Friches Industrielles

Dans le cadre du GISFI, l’équipe du LCPME (Laboratoire de Chimie Physique et Microbiologique pour l’Environnement) a pour objectif de déterminer l’influence du cycle biogéochimique du fer sur le transfert dissous, colloïdal et particulaire des polluants dans les sols, pour cela, ils envisage la mise en place d’un spectromètre



Mössbauer dans un des lysimètres de terrain de grandes dimensions prévus pour suivre les différentes formes du fer in situ. Cette thématique de recherche est toujours d’actualité, mais à l’heure actuelle aucun lysimètre n’est équipé.


ANR

Le programme National coordonné ANR « ECCO Risques environnementaux » axé sur les aspects microbilogiques présente aussi des projets de recherche proches de la problématique de Caphéine, même si l’intégration des phénomènes microbiens dans les modèles géochimiques n’est pas encore très amorcée.

Il concerne l’étude des processus microbiens tels que la réduction dissimilative des nitrates (dénitrification), diverses respirations (FeIII, MnIV, SO42-, CO2 …) et les processus fermentaires et acétogènes. D’une manière générale, les activités microbiennes anaérobies interviennent sur les transformations géochimiques dans la solution du sol et à l’interface solide-solution. La microflore est ainsi responsable directement ou indirectement de la mobilisation de divers métaux à partir des phases solides. Les conséquences environnementales de l’anaérobiose peuvent donc s’avérer néfastes et concernent non seulement le fonctionnement du sol, de la zone non saturée profonde et de la nappe mais également celui de l’atmosphère. Le retour à l'aérobiose ainsi que l’alternance entre anaérobiose et aérobiose suscitent des interrogations quant à la résilience du système du point de vue géochimique et microbien. Ceci fait l’objet de travaux menés par des équipes spécialisées en microbiologie et écologie microbienne, en géochimie et en physique du sol.

Par exemple, l’un des projets développé dans ECODYN : ECOtoxicologie et écoDYNamique des contaminants vise à mettre en évidence les relations entre les formes de matières organiques présentes et l’écotoxicité et l’écodynamique du cuivre. Il évalue l’impact de la spéciation du cuivre sur des sols ayant des statuts organiques différents (Lejon, et al., 2008)

Dans le projet « PNBC : Fonctionnement et dynamique de la biosphère continentale : processus, échanges de matières et d'énergie, modélisation », deux actions seront à suivre dans le cadre de Caphéine :

• le couplage entre processus microbiens et réactivités géochimiques abiotiques dans le sol : application à l'étude de l'apparition et du devenir de pollutions affectées par des périodes transitoires d'anoxie (Renault et al., 2005),

• l’évaluation du rôle des paramètres environnementaux (salinité, matières organiques) et bactériens dans la dynamique du fer et du manganèse : application à des sols de rizières (Berthelin et al., 2005).



5.2.3 Projets relatifs à la modélisation

Par équipe

Brgm

Le Brgm développe dans le cadre de l’un de ses projets transverses et pluriannuels un projet dédié au développement d'outils numériques. "Modélisation Hydrogéologique et Couplage" (Lassin et al., 2005).

Dans le cadre du projet THERMODDEM "Thermodynamique et modélisation de la dégradation de déchets minéraux" (projet financé par l’Ademe), le brgm inventorie les caractéristiques thermodynamiques des déchets minéraux. Les données sont directement exportables aux formats PHREEQC, THOUGHREACT ou au format texte (XML). L’interrogation de la base peut se faire par : minéral, famille de minéraux, espèce acqueuse, élément chimique (contenant, ou excluant un ou plusieurs éléments chimiques...).

TNO : Netherlands Organisation for Applied Scientific Research

TNO développe l’outil « ISOTHERM ». Il s’agit d’un module qui peut être utilisé pour obtenir les paramètres des équations de sorption non linéaire pour Cd, Ni, Zn, Cu et As sur la base de caractérisations du soluté et des propriétés de surface (Van der Grift et al., 2003). Le module calcule la fonction de sorption sur la base de la composition de l’eau souterraine et du contenu en argiles, matière organique et oxyde de fer dans le sol. L’échange cationique avec les minéraux argileux, la complexation de surface avec les matières organiques et/ou les oxydes de fer sont considérés. Le pH est incorporé de facon explicite comme un paramètre clé pour l’intensité de sorption des éléments traces.

Les résultats du module ISOTHERM sont les paramètres des équations non linéaires de sorption (équation de type Freundlich ou Langmuir).


Transpol

Le programme, baptisé TRANSPOL, a pour objectif d'élaborer des guides de bonne pratique pour la modélisation de la migration des polluants dans les sols et les eaux souterraines. L'un des principes retenu est l'intercomparaison des approches mises en œuvre par les spécialistes (bureaux d'études, laboratoires de recherche…). Ces intercomparaisons d'approches de modélisation sont basées sur des données de cas théoriques, réels ou expérimentaux. Les guides de bonnes pratiques sont prévus par familles de polluants (métaux, hydrocarbures aromatiques polycyliques, solvants chlorés…). La problématique de la modélisation en zone non saturée a été abordée



lors de l’exploitation du cas d’étude sur les pollutions de type métaux (http://transpol.ineris.fr/).

Plate forme ALLIANCE

Cette plateforme de calcul en développement (partenariat entre le CEA, l’ANDRA et EDF) doit permettre d’utiliser les ressources de deux codes géochimique (CHESS et PHREEQC) et de trois codes de transport en zone saturée (Castem, MT3D, traces). Le module ZNS est en développement.

PGT :Pole Géochimie Transport

Le PGT est un consortium constitué de 7 partenaires (Total, EDF, IRSN, CEA/DAM, CEA/DEN, Lafarge) qui établissent des projets sur 3 ans de développements du code de calcul basé sur Chess en fonction des objectifs formulés par les industriels (http://pgt.ensmp.fr/).

CTDP :Common Thermodynamique Database Program

Ce projet développé par Armines, le CEA, l’IRSN, Total et EDF a pour but de développer une base de données utilisable par différents codes géochimiques (CHESS et PHREEQC actuellement). Parmi le type de données sur lesquelles ils travaillent on notera plus particulièrement : l’introduction des particules ((hydr)oxydes colloïdaux, organiques) et les mécanismes de sorption (complexation de surface, échange ionique) (van der Lee et Lomenech, 2003).

5.2.4 Projets intégré

Par équipe

IRSN : programme Modélisations et validations sur un site pilote

Ce programme a pour but de préciser les domaines de validité des méthodes de caractérisation et des modèles de transfert des radionucléides (RN).

Le but des travaux de l’IRSN est de définir et quantifier les processus responsables du transfert des RN et de définir les paramètres prépondérants. Pour cela l’étude est subdivisée en trois points :

• étude en laboratoire,

• étude d’un site pour évaluer l’effet d’échelle (variabilité),

• modélisation.



Les modélisations mises en œuvre sur site sont une modélisation 1D en ZNS avec prise en compte d’un Kd, et modélisation en 2D de la zone saturée (MODFLOW MT3D). Le modèle retenu pour le transport en ZNS est le modèle de van Genuchten (1980). L’acquisition de données relatives à la zone non saturée se fait via :

• une station météo (évaluation de l’infiltration),

• des capteurs (teneur en eau, température, pression de succion),

• des prélèvements d’eau (bougies poreuses),

• des tests de traçage,

• des prélèvements de sols pour analyses granulométriques et minéralogiques, et pour la réalisation de tests de laboratoire (batch ou colonne).

Brgm

L'objectif du projet de recherche POLD05 (Vidart, 2003, Noyer, 2003 ; et Belkessam et Laperche, 2001) était de quantifier l'effet cumulatif d'un nombre important d'anciennes activités industrielles et de prédire leur incidence sur la qualité de la nappe de la Craie au Sud de Lille, intensément exploitée à des fins d'alimentation en eau potable.

Dans le cadre de ce projet, l’effet retard de la zone non saturée a été abordé avec une approche Kd. Concernant la migration de polluants métalliques, une première estimation montre qu’à l’issue des 36 années de simulation pour lesquelles le calage hydrodynamique a été effectué, la concentration en métaux est toujours nulle à 1,5 m de profondeur en première approximation, les polluants métalliques peuvent donc être considérées comme presque totalement fixés dans les premiers cm de la zone non saturée (Vidart, 2003).

GISFI –Lorraine

L'équipe du LSGC (Laboratoire des Sciences du Génie Chimique) a pour objectif de développer une méthode couplant l’expérimentation et la modélisation pour l’étude du couplage chimie-transport. La démarche consiste à comparer les résultats obtenus pour des systèmes modèles en condition saturée et non saturée. (Utilisation d’un montage de colonne commercialisé par K. U. Totsche).

5.3 PRISE EN COMPTE DE LA PROBLEMATIQUE ETM A TRAVERS LA CONSULTATION DE QUELQUES EDR

Les modalités de prise en compte de la problématique métaux et de la zone non saturée dans une quinzaine d’EDR ont été analysées.



5.3.1 Dans la ZNS

Dans la plupart des études consultées, seules les teneurs totales en éléments métalliques sont mesurées, la problématique se focalisant souvent essentiellement sur le volet envol de poussière.

Les possibilités de migration et de rétention des métaux sont évoquées mais sans aucune mesure ou vérification. Ainsi dans une étude, la capacité d’adsorption des sols ainsi que l’important potentiel de précipitation sont évoqués pour justifier une faible migration potentielle. La migration d’élément suite à des modifications des conditions de milieu est aussi considérée puisqu’il est parfois conseillé de mettre en œuvre des mesures pour empêcher une remonté de nappe dans les terrains contaminés.

Les différents aspects de la migration des métaux sont donc connus, mais peu de mesures ou de vérification sont réalisées. Notamment les conditions physico-chimiques du milieu qui vont conditionner pour partie le comportement des métaux dans le sol, ne sont que très rarement déterminées.

Des tests de lixivations sont néanmoins réalisés dans certains cas (essentiellement des tests suivant la norme X-30-402-2).

Sur un site, deux protocoles de lixiviation ont été mis en œuvre :

• la norme X-30-402-2, dans le but de vérifier que les éluats potentiels du sol considéré sont au-delà ou en-deçà du/des seuils d’acceptabilité pour la mise en décharges de déchets inertes ou de déchets dangereux,

• la norme NF EN 12457-2. Ce deuxième type de lixiviation est réalisé en utilisant un rapport L/S=10, avec un suivi du pH et de la conductivité au cours de l’essai. La justification technique de la réalisation de ce deuxième type de lixiviation n’est pas clairement expliciter.

Dans quelques cas, des investigations plus poussées de caractérisation de la zone source sont réalisées :

• mesure du pH des sols comme indicateur d’une biodisponibilité du plomb : plus le terrain est acide et plus le plomb est biodisponible,

• étude minéralogique en vue d’identifier les phases minérales porteuses de métaux lourds (analyse par DRX),

• fractionnements (tamisage, séparation densimétrique et ferromagnétiques) afin d’isoler différentes phases, permettant leur observation à la loupe binoculaire et au MEB EDS,

• extractions séquentielles selon une procédure d’extraction en 6 étapes :



- Métaux solubilisé à l’eau sous forme de sels solubles (extraction H2O, L/S=40, agitation 1H, T° ambiante)

- Métaux échangeables (extraction NaNO3 0,1 M, L/S=25, agitation 2H, T° ambiante)

- Métaux associés aux carbonates remobilisés à pH=5 (extraction tampon acétate pH=5, L/S=40, agitation 5H, T° ambiante)

- Métaux associés à la matière organique (extraction Na4PO3 1M pH=10, L/S=10, agitation 2H, T° ambiante)

- Métaux associés aux oxy-hydroxydes de Fe et Mn (extraction NONH3Cl 1M, 25% CH3COOH, L/S=40, agitation 5H, 90°C)

- Métaux liés à la matrice minérale (minéralisation totale du résidu par attaque acide)

5.3.2 Dans la nappe

Dans toutes les études, la présence d’une nappe sous le site induit une mesure des métaux en laboratoire pour les échantillons d’eau prélevés.

Parfois, les paramètres globaux de l’eau sont mesurés in situ (pH, EH, conductivité, température), plus exceptionnellement une analyse de la balance ionique est réalisée.

5.3.3 Modélisation

Dans les documents disponibles aucune modélisation géochimique n’a été mise en œuvre et ce même quand une analyse des phases minérales a été réalisée.

La plupart des modélisations mises en œuvre concernent l’hydrodynamique sans prise en compte des caractéristiques des ETM. Parfois, la réactivité est abordée par une approche Kd. L’existence d’une forte variabilité des coefficients de partage disponible dans la bibliographie est généralement soulignée, ainsi que les incertitudes que cela entraine sur les résultats de simulation. Des études de sensibilité sont au mieux réalisées, pour tenter d’évaluer la variabilité des résultats à ces incertitudes, en prenant différents Kd ou en considérant différentes situations (réversibilité ou non de la rétention, biodégradation). La multiplication des simulations est privilégiée à la mesure.

5.4 ACTEURS INSTITUTIONNELS : DRIRE

Des rencontres ont été organisées pour discuter avec les responsables des DRIRE de la manière dont la zone non saturée est prise en compte, et pour recueillir leur « sentiment » sur le sujet. Ces rencontres se sont faites après l’envoi d’un questionnaire volontairement simplifié et ouvert (cf. annexe 10). Une quinzaine d’inspecteurs DRIRE ont été consultés



5.4.1 Positionnement par rapport à la problématique

Les inspecteurs constatent que les dossiers qui prennent en compte la ZNS sont très peu nombreux. Au mieux, ils estiment avoir connaissance de l’épaisseur de celle-ci, via le battement de la nappe. Les mesures piézométriques en hautes et basses eaux font en effet parties des données renseignées quasi systématiquement. Par contre la zone non saturée n’est jamais évoquée en termes de réactivité.

Les sites pollués étant souvent des sites industriels anciens, il est souvent considéré que les contaminants sont stabilisés et plus lixiviables. La prise en compte de la zone non saturée serait donc surtout utile pour les sites récents ou pour des cas de pollutions accidentelles.

5.4.2 La ZNS : quels outils/méthodes pour la prendre en compte

En règle générale, les investigations de terrain sont peu poussées (pour la zone saturée et encore plus pour la zone non saturée).

La nouvelle méthodologie du Ministère, privilégie la mesure du risque ; ce qui est caractérisé n’est donc pas tant le sol, mais plutôt les gaz (risque inhalation) ou les eaux souterraines (risque d’ingestion). Les risques d’ingestion directe de sol ou d’envol de poussières sont en effet beaucoup moins mis en avant dans la refonte de la méthodologie française en matière de sites et sols pollués. En l’absence d’impact avéré sur les cibles, les investigations ne sont pas poussées plus avant. Les DRIRE sont pourtant conscients que ces mesures sont des mesures ponctuelles, et qu’une situation acceptable aujourd’hui pourrait se dégrader dans l’avenir.

Lors de la mise en œuvre des modèles d’exposition aux vapeurs dans les bâtiments (Johnson et Ettinger, 1991) une caractérisation de paramètres tels que la porosité, la densité et l’humidité de la zone non saturée est parfois réalisée.

Si un impact sur les eaux souterraines est avéré, des caractérisations du milieu plus poussées (détermination de la perméabilité par exemple) seront demandées à l’exploitant afin de prédire l’évolution des teneurs aux captages identifiés à risque.

La réalisation d’essais de lixiviation est de plus en plus fréquente, du fait d’une plus grande exigence des DRIRE. Néanmoins, la réalisation de ces essais découle plus d’une exigence pour une mise en décharge de terres contaminées, que pour la compréhension des mécanismes.

Un sentiment général est que lorsque les teneurs en métaux sont faibles dans les eaux, il n’y a pas de besoin de connaissances particulières. Quand les teneurs en éléments traces sont très élevées dans les sols, les propriétaires et aménageurs optent souvent pour l’excavation et la mise en décharge. Le seul souci étant alors leur acceptabilité. Un besoin de connaissance plus approfondi et de mise en œuvre de modélisation plus complexe se justifierait si l’atténuation naturelle venait à être



considérée comme procédé de dépollution. Dans cette démarche, il faudrait pouvoir prédire l’évolution probable des teneurs en contaminants dans le temps et l’espace.

5.4.3 Modélisation

Aucune des modélisations réalisées dans le cadre des EDR suivies par les inspecteurs consultés n’a pris en compte les transferts dans la zone non saturée. De même, aucun code géochimique n’a été mis en œuvre à leur connaissance.

Dans certaines zones industrielles, la somme des pollutions engendrées par les différents sites pourrait à terme mettre en péril la ressource en eau. La réalisation de modélisations prédictives de la qualité des nappes pourrait être un outil recherché par les aménageurs publics (mairie, conseil généraux et régionaux). Notamment sur certaines zones ou l’épaisseur de la zone non saturée pourrait expliquer l’absence d’impact à l’heure actuelle sans pouvoir garantir que la situation n’évoluera pas dans le temps.

5.4.4 Besoins exprimés

Les DRIRE identifient un manque en termes de connaissance des mécanismes de transfert des polluants de la surface vers la nappe. A l’heure actuelle, ils sont confrontés à des difficultés pour expliquer l’évolution de certains composés dans les chroniques de suivi de nappe.

Des informations relatives au type de réactivité de certains polluants par type de matrice pourraient être un plus en terme de prise de décision. Le besoin éventuel d’un guide sur le sujet a été évoqué (quid du devenir du Pb dans un milieu carbonaté, dans un milieu granitique, … ?).

Un besoin de compréhension du comportement des polluants dans la zone non saturée existerait donc pour la gestion de certains dossiers « sensibles ».

5.5 BUREAUX D’ETUDE

Dans le même esprit, un questionnaire (plus détaillé, fourni en annexe 11) a été soumis à des ingénieurs de bureaux d’étude lors de diverses rencontres (ingénieurs provenant de 5 des plus gros bureaux d’études en France).

5.5.1 Positionnement par rapport à la problématique

L’enquête a d’abord rappelé que dans 9 cas sur 10 environ, les dossiers traités par les BE sont relatifs à des pollutions organiques.

Dans le cas des « EDR eau », il est rare que les polluants minéraux posent de véritable problème.



Dans les cas de pollution par des métaux, le risque maximal étant lié à l’envol de poussière, soit le site est dédié à un usage sensible auquel cas les terres polluées sont envoyées en décharge, soit on réalise un confinement sur place. La position du ministère (hormis pour le mercure) est à l’heure actuelle de dédramatiser la présence de métaux. Le recouvrement est de fait bien ancré dans la nouvelle méthodologie. De plus, les aménageurs préfèrent souvent mettre en décharge, action définitive et rapide, si bien que le nombre d’investigations est très faible.

Cette situation est applicable à 90% des sites contaminés par des métaux, ceux-ci n’engendrant d’impacts sur la nappe qu’exceptionnellement.

5.5.2 La ZNS : quels outils/méthodes pour la prendre en compte

La caractérisation du site n’inclue généralement pas la ZNS. Seuls des essais de lixiviation sont parfois réalisés.

Les tests de « relargage » consistent souvent à mettre en œuvre des essais en batch dans un premier temps. Ces tests sont réalisés sur les échantillons présentant les plus fortes teneurs en polluants afin de déterminer a priori le relargage maximum. Ces tests sont menés dans le but de comparer les résultats aux limites d’acceptabilité en décharge de classe 1 et non pour évaluer une dangerosité vis-à-vis des eaux souterraines.

Une caractérisation plus fine de la source est envisagée si l’analyse des chroniques de concentration dans les nappes montre une augmentation des teneurs ou si on ne parvient pas à caler la modélisation en transport. Certains bureaux d’études conduisent alors des essais de percolation en colonne soit ascendant soit descendant, d’autres évitent systématiquement cette option justifiant du fait que les tests en colonne sont délicats à mettre en œuvre (manque de compétence des laboratoires, problème de colmatage), et peu réalisables dans le contexte industriel. Ils pourraient cependant être envisagés lors d’enjeux forts ou de délais importants.

Des caractérisations de la phase solide sont parfois réalisées, en ordre de fréquence on trouve : granulométrie, pH et teneur en eau, puis carbone organique, éléments majeurs dont fer et phosphates (cas des problématiques As), capacité d’échange cationique, carbonates et cations échangeables. Des analyses par DRX sont parfois pratiquées, le recourt aux autres techniques spectroscopiques ne se faisant qu’exceptionnellement.

En ce qui concerne la détermination des paramètres de transport en ZNS seules la porosité et la densité apparente sont parfois déterminées, la mesure de la perméabilité à saturation et de la courbe de rétention étant anecdotique.

A notre connaissance, les eaux interstitielles ne sont jamais considérées.



5.5.3 Modélisation

Les modélisations pour certains BE se font préférentiellement à partir de données propres au site. Celles-ci peuvent en fonction du calage du modèle être ajustées dans un intervalle cohérent avec celui fourni par la littérature.

Pour d’autres, la modélisation se fait essentiellement à partir de données de la bibliographie.

Globalement les bureaux d’étude ne disposent pas toujours d’outils leur permettant de modéliser la zone non saturée et d’intégrer la géochimie. Mais surtout les modèles (et plus encore les modèles complexes) sont jugés globalement peu fiables car demandant une quantité de données importantes pour des incertitudes restant très élevées. Les bureaux d’étude interrogés ont pourtant la conviction que dans l’avenir, sur les dossiers les plus sensibles, l’utilisation de ces modèles complexes sera nécessaire.

5.5.4 Besoins exprimés

Des besoins de connaissances dans les domaines suivants ont été évoqués :

• évolution du système lors de changements des conditions physico-chimiques liées à l’installation d’un couvert végétal,

• détermination du fonds géochimique.

• Comportement de l’As (qui est l’élément qui pose le plus de problème).

C’est dans le cas des 10% de sites (contaminés par des ETM) posant problème que la réalisation d’investigations poussées et de modélisations complexes pourrait prendre sa place. Ils correspondent souvent à des mégasites (associations de plusieurs sites), à des environnements miniers (impact sur des grandes surfaces, avec des teneurs élevées) ou à des entreprises de traitement de surface. Toutes ces situations peuvent en effet être à l’origine de pollutions de nappe par les ETM.

Dans ces contextes, l’étude de la ZNS et sa modélisation géochimique pourrait s’avérer pertinente dans le cadre de la loi sur l’eau, pour déterminer les prospectives d’atteinte de la bonne qualité des masses d’eau.

Une meilleure prise en compte de la géochimie pourrait également avoir sa place dans le cadre de la directive terres excavées qui est envisagée. On aura en effet besoin d’évaluer avec certitude la conservation de l’état chimique de ces terres sur une longue période. Et notamment l’évaluation des conséquences des modifications qui pourront être apportées par le changement climatique ou par toutes autres modifications du milieu (acidification, …) est nécessaire.



5.6 SYNTHESE ET PROPOSITION DE REPONSES

De ces discussions, il ressort que l’absence de prise en compte de la ZNS n’induit pas de situation de blocage dans la gestion des sites et sols pollués. Toutefois, le manque de connaissance concernant le comportement des polluants dans cette zone (à court et long terme) limite fortement les options de gestions.

Par voie de conséquence, la reconversion se limite souvent à la mise en place de parkings ou à la mise en décharge.

Il apparaît donc essentiel de progresser sur ces aspects et de proposer une méthodologie permettant de mieux appréhender le rôle de la zone non saturée sur le transfert des polluants.

Cette méthodologie pourrait utiliser le cadre définit par la norme NF EN 12920 qui vise à valoriser certains déchets en génie civil principalement. La mise en œuvre de la norme comporte 6 étapes :

1. définition du problème et de la solution recherchée ;

2. description du scénario ;

3. description du déchet (qui deviendrait les matériaux contaminés dans le contexte sites pollués) ;

4. détermination de l’influence de paramètres sur le comportement à la lixiviation ;

5. modélisation du comportement à la lixiviation ;

6. validation du modèle expérimental.

La description des scénarios est souhaitée très complète puisqu’elle demande des détails sur les aspects mécaniques, géotechniques, hydrogéologiques, climatiques et biologiques, en fonction du temps et notamment en considérant les situations exceptionnelles, du contexte de valorisation ou d’élimination. La description des scénarios doit permettre de hiérarchiser les paramètres d’influence afin de déterminer les conditions de réalisation des essais. De même, la description de la source nécessite de nombreuses caractérisations qui sont loin d’être réalisées en routine actuellement.



6. Conclusions et perspectives

Cette étude bibliographique souligne la complexité des phénomènes hydriques et chimiques qui contrôlent le comportement des éléments traces minéraux dans la zone non saturée. Les mécanismes intervenant sur la fixation des ETM dans les sols sont nombreux et ne sont pas tous parfaitement connus. Leur hiérarchisation, c'est-à-dire la prédominance d’un mécanisme par rapport à un autre, en fonction des conditions bio-physico-chimiques du milieu, caractérise la zone d’étude. Sa connaissance demande des analyses et des mesures sur site qui ne sont généralement pas réalisées actuellement (Chapitre 4).

Pourtant, l’estimation du potentiel de risque d'un site contaminé à moyen et long terme, la détermination de son usage futur, l’anticipation et le recouvrement de la qualité des nappes dans le cadre de la loi sur l’eau, ainsi qu’une gestion optimale des matériaux excavés contaminés (déchets et sols pollués) nécessitent tous une bonne connaissance du comportement des polluants dans le temps et l’espace.

Pour cela la modélisation mécanistique présentée au Chapitre 3 est un outil nécessaire. Elle permettra d’anticiper un possible comportement sous une contrainte donnée, par exemple, liée à un changement climatique (augmentation du régime des pluies, des températures…). Dans tous les cas, elle fournira des arguments permettant de justifier par exemple du maintien en place de certains matériaux contaminés compte tenu du nouvel usage du site.

Les outils de modélisation prenant en compte la zone non saturée, même s'ils présentent des limites, permettent néanmoins d'aller d'ores et déjà plus loin dans la description des phénomènes que les modèles ne prenant en compte que la zone saturée et un facteur de retard, tels que ceux généralement utilisés dans les études de risque eaux souterraines en sites et sols pollués (Chapitre 3). Cependant, les représentants des bureaux d'étude, comme les inspecteurs des DRIRE consultés, indiquent que la zone non saturée n'est généralement qu'évoquée dans les études. Elle est abordée indirectement via la définition des couches pédologiques et géologiques la constituant et via les battements de nappe. Ces données permettent tout juste d’en connaître son épaisseur. Du point de vue chimique, des tests de lixiviation sont parfois réalisés, essentiellement en batch, et plus pour une acceptabilité en décharge de matériaux à excaver que pour améliorer la connaissance du comportement des polluants (Chapitre 5).

En s’appuyant sur des cas d'études, la suite du projet CAPHEINE devrait permettre de montrer l'intérêt de prendre en compte la zone non saturée dans la compréhension et la prédiction des teneurs en éléments traces dans les nappes.

Pour cela des modélisations prenant en compte la dimension géochimique des processus de relargage et de fixation des éléments traces seront réalisées. Leurs apports par rapport aux modélisations simplifiées d’ores et déjà réalisées (phase 1 bis



du projet) seront discutés au regard des investigations qui auront dues être mises en œuvre pour fournir les paramètres d’entrées de ces modèles plus complexes.

Ces investigations porteront sur les paramètres hydriques et chimiques.

Du point de vue hydrique, on s’attachera à comparer, les coûts d’acquisition et les conséquences sur la modélisation des constantes de transferts obtenues par des mesures sur site, par des mesures en laboratoire, ou dans la bibliographie.

Concernant la réactivité chimique, le programme Caphéine développera une méthodologie s’inspirant de la norme de 1998 (norme XP ENV 12920), homologuée au niveau européen en 2006 (norme NF EN 12920), qui présente une « méthodologie pour la détermination du comportement à la lixiviation d’un déchet dans des conditions spécifiées ». L’application aux sols pollués semble relativement facile avec un potentiel intéressant. Notamment des essais à pH imposés seront testés car ils présentent un intérêt pour la compréhension des phénomènes et devraient permettre de passer de la mesure à la prévision.

Caphéine présente un cadre de travail ambitieux qui cherchera aussi à évaluer les apports de caractérisations qui ne sont pas actuellement applicables en routine comme la détermination de la spéciation des polluants dans les matrices solides.

Les limites du projet ont été identifiées lors de la phase bibliographique. Elles concernent l’action des microorganismes sur le relargage des contaminants, ainsi que le rôle de la matière organique qui posent encore de nombreuses questions de recherche. Ces aspects ne seront pas abordés spécifiquement dans le cadre du projet.

In fine, le programme CAPHEINE testera différentes approches de caractérisation afin de faire ressortir celles qui apportent un plus indéniable à la compréhension des phénomènes, tout en veillant à ce qu’elles soient applicables par les Bureaux d’étude.



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Annexe 1

Apport de la pédogénèse à la compréhension du comportement des ETM dans l’horizon de

subsurface



La pédologie est une science plus que centenaire qui a développé des concepts fondamentaux permettant de comprendre comment se forment les sols. Bien que la couverture pédologique ne constitue qu’une partie de la ZNS, son étude a permis de hiérarchiser les facteurs à l’origine de la formation des sols. Elle constitue donc un apport important pour la compréhension du fonctionnement de la ZNS des sites contaminés.

Les sols sont le résultat de la combinaison de 5 facteurs écologiques :

• le climat,

• le matériel minéral parental,

• les êtres vivants et leur matière organique,

• le relief,

• le temps.

Les 5 facteurs et leurs variations se combinent pour donner une gamme presque infinie de sols à la surface de la Terre. Toutefois, un nombre limité de processus suffisent à expliquer l’ensemble des pédogenèses. Ces processus sont présentés dans le Tableau 7.

Processus Description Caractères pédologiques

I. Processus liés à l’humification (climats froids ou tempéré)

Décarbonatation

Dissolution des carbonates par l’eau enrichie en dioxide de carbone.

Pas d’effervescence (ou effervescence faible) à HCl dans la terre fine. Libération de la matière organique bloquée par les ciments calcaires.

Décalcification Lixiviation de l’ion calcium. Baisse du taux de saturation, du pH et

de la stabilité du complexe argilo-humique.

Brunification

Augmentation du rôle du fer dans la pédogenèse, en particulier dans la liaison organo-minérale.

Formation de l’horizon S. Coloration brune du sol. Diminution du stock de matière organique. Activation du cycle biogéochimique.

Lessivage

Entraînement mécanique des argiles fines des horizons supérieurs vers les horizons profonds.

Formation des horizons E et BT. Acidification. Diminution de l’activité biologique.

Podzolisation

Destruction des argiles, migration de chélates organo-métalliques et insolubilisation de matière organique et de composés ferro-aluminiques en profondeur.

Formation d’un horizon E cendreux et des horizons BPh et BPs. Horizons à limites généralement nettes et aux couleurs vives et tranchées.

Andosolisation

Insolubilisation rapide des précurseurs humiques par l’alumine active.

Formation de microagrégats très foncés et stables. Processus sur roches volcaniques.




II. Processus conditionnés par de forts contrastes saisonniers

Mélanisation

Incorporation profonde de matière organique par bioturbation. A la fois, minéralisation rapide et forte stabilisation de la matière organique. Néoformation modérée d’argiles gonflantes.

Horizon Ach épais, de couleur noire. Formation d’un horizon K en profondeur.

Calcification Formation de croûtes calcitiques, par précipitation du calcium mobilisé.

Formation d’un horizon K en profondeur, meuble (Kc) ou induré (Km).

Vertisolisation

Néoformation d’argiles gonflantes. Incorporation profonde de matière organique liée aux mouvements vertiques (retrait et gonflement alternés des argiles).

Structuration à fentes de retrait en période de dessiccation. Formation des horizons SV et V.

III. Processus à base d’altération géochimique prolongée (climats méditerranéens, tropicaux, équatoriaux)

Fersiallitisation

Forte néoformation d’argiles. Cristallisation importante et rapide des oxydes de fer libérés par l’altération (rubéfaction).

Dominance des argiles 2/1. Sol coloré rouge par les oxydes de fer (horizon FS). Présence possible d’un horizon BT résultant du lessivage des argiles en saison humide.

Ferrugination

Altération forte des minéraux primaires. Fortes pertes en bases. Désilicisation plus ou moins forte.

Dominance d’argiles 1/1 néoformées. Baisse du taux de saturation. Lessivage peu important.

Ferrallitisation

A l’exception du quartz, altération complète des minéraux primaires. Evacuation quasi totale de la silice. Néoformation complète des argiles, de type 1/1.

Pas d’argiles 2/1. sol très épais, atteignant plusieurs mètres. Cristallisation de l’aluminium sous forme de gibbsite = allitisation. Agrégats kaolinite-hématite très stables. Pas de lessivage.

IV. Processus liés aux conditions physico-chimiques de la station (tous climats)

a) Saturation en eau

Hydromorphie

Réduction et ségrégation locale du fer, par saturation permanente ou temporaire des pores par l’eau. Hydromorphie temporaire de surface (horizon g) ou permanente de profondeur (G).

Formation des horizons An, g ou G. Taches d’oxydation du fer dans les zones temporairement aérées (horizon Go). Teinte gris-verdâtre dans les zones réduites (horizon Gr).

b) Intervention de l’ion sodium

Salinisation

En présence d’une nappe salée à teneurs comparables en sels de sodium et alcalino-terreux, augmentation de la part du Na+ sur le complexe argilo-humique.

Remontée du sel par ascension capillaire et précipitation en surface sous forme d’efflorescences blanches. pH < 8,7. Structure grumeleuse et aérée. Rapport Na/T < 15 % (horizon Sa).




Sodisation Augmentation forte de la saturation du complexe absorbant en sodium.

Rapport Na/T > 15 %, atteignant souvent 30 % (horizon Na). Structure devenant poudreuse.

Alcalinisation

En présence d’eau douce (pluies, abaissement de la nappe salée), lessivage et hydrolyse des argiles sodiques, qui libèrent Na+ dans la solution du sol.

Formation d’un horizon BT natrique, à pH > 9. Rapport Na/T atteignant 50% ou plus.

Sulfatoréduction

Processus faisant intervenir le soufre, variant d’état en fonction du EH (sulfures ou sulfates).

Structure massive. Couleur gris-verdâtre parsemée de tâches noires (sulfures de fer, horizon TH) dans les zones les plus réduites, ou de taches jaune et rouille dans les zones temporairement aérées (sulfates de fer, horizon U).

Tableau 7 : Principaux processus de la pédogenèse (d’après Gobat et al., 2003).

En zone tempérée, on distingue les processus de décarbonatation, décalcification, brunification, lessivage, podzolisation et andosolisation. Ce dernier processus est particulier puisqu’il concerne les sols développés sur les roches volcaniques. Les autres processus cités concernent la majeure partie des sols en France et donne une idée de leur degré d’évolution. Ils informent également sur la capacité du sol à transférer les éléments qui le composent plus en profondeur suite au passage des eaux météoriques. Cette compréhension est primordiale dans un contexte de contamination des nappes phréatiques par des ETM indésirables. En effet, 3 migrations descendantes sont dues à l’eau i) la lixiviation, ii) le lessivage et iii) la chéluviation Il existe une graduation de ces migrations en fonction du stade évolutif du sol.

La lixiviation désature le complexe d’échange en milieu non calcaire (décalcification, brunification) et corollairement, l’acidifie par les mécanismes d’échange. En milieu calcaire, elle entraîne les carbonates, après dissolution de la calcite (décarbonatation). Le calcium résiste mieux puisqu’il est fixé sur le complexe d’échange mais il finit par être lui aussi évacué (décalcification).

Le lessivage se produit dès qu’apparaît la décalcification. Sans calcium, la liaison argile-humus s’affaiblit, provoquant le lessivage d’argile très fine. C’est le fer qui devient le cation prépondérant dans la liaison argile-humus mais la liaison est moins forte en raison de l’eau d’hydratation qui entoure les cations. Le complexe humus-fer-argile colore le sol en brun d’où le nom de brunification donné au processus. Si la décalcification se poursuit, accompagnée d’une forte baisse du taux de saturation et du pH, le lessivage s’intensifie et se traduit par la formation des horizons éluvial E (horizon lessivé) et illuvial BT (horizon d’accumulation d’argile).

Dans la chéluviation, les feuillets d’argile éclatent, libérant l’aluminium et le fer qui se fixent alors à des molécules organiques complexantes, acide crénique ou fulvique (acido-complexolyse). Les chélates ainsi formés sont entraînés en profondeur.



Morphologiquement, la chéluviation se marque par l’horizon éluvial E et l’horizon d’accumulation Bh (précipitation de molécules organiques après rupture des chélates) et Bs (précipitation d’oxyde de fer et d’aluminium). La chéluviation est le processus de base de la formation des podzosols.

Les mécanismes de transfert des éléments dus à l’eau sont donc biens connus des pédologues. Toutefois, l’objet sol étant complexe et multi-échelle, l’approche naturaliste a été jusqu’à présent privilégiée (Cornu, 2005). Elle consiste à prendre en compte l’ensemble du système et à comprendre son fonctionnement grâce à des observations in situ et des analyses au laboratoire. Elle a permis de comprendre les processus pédogénétiques à l’origine des différents grands types de sols mais peut d’efforts ont porté sur la modélisation des processus. Au final, il est très difficile de déterminer leur durée et donc de prévoir le transfert des ETM à long terme.

Actuellement, on estime qu’il faut entre 500 et 4000 ans pour voir apparaître les horizons BPh et BPs d’un podzosol et entre 6000 et 10000 ans pour les horizons E et BT d’un luvisol (Gobat et al., 2003). Dans l’exemple de la Figure 6, il a donc fallut plusieurs milliers d’années, en climat tempéré continental d’altitude moyenne, pour faire migrer la quasi-totalité du fer et dd l’aluminium de la surface jusqu’à 30 cm de profondeur environ. La distance parcourue par ces deux éléments peut donc paraître très faible au regard du temps écoulé. Dans ce type de sol, Fe et Al migrent sous forme de complexes organiques à pH acide. Ils s’immobilisent en profondeur sous forme d’hydroxydes suite à la déstabilisation des complexes organiques. Dans un premier temps, les complexes sont adsorbés suite à une brusque augmentation du rapport cations/anions inorganiques lorsqu’ils rencontrent les couches pédologiques moins appauvries en éléments. Les complexes sont ensuite dégradés par l’activité biologique libérant Fe et Al. La formation des hydroxydes participe à augmenter la réactivité chimique du milieu ce qui conduit à l’accumulation (Duchaufour et Souchier, 1983).

Caphéine : rapport final phase 1l


Annexe 2

Théorie du Kd



Isotherme linéaire : théorie du Kd

Le coefficient de distribution dK , quantifie la distribution d’un élément chimique donné entre les phases solide et liquide. Il s’agit de l’application au sol d’une théorie initialement développée pour les interactions gaz/solide.

L’équation reliant la concentration dans le solide avec la concentration dans la solution s’écrit :

liquidedsolide CKC =

La concentration dans le solide est donc considérée comme directement proportionnelle à la concentration de la solution du sol ce qui se vérifie généralement lorsque le mécanisme de sorption est majoritairement l’adsorption au sens strict (réversibilité totale). En pratique, la concentration du solide n’est pas mesurée mais déduite par bilan de masse compte tenu de la concentration de la solution initiale et de la concentration de la solution après contact avec le sol.

Isotherme non linéaire décrite par le modèle de Langmuir

Souvent les courbes expérimentales s’éloignent du domaine de linéarité lorsque les concentrations en élément initiales mises en contact avec le sol augmentent.

Pour modéliser certaines de ces courbes, le modèle de Langmuir introduit un terme représentant une quantité maximale de l’élément étudié qui peut être adsorbée,

maxsolideC .

L’équation reliant la concentration dans le solide avec la concentration dans la solution s’écrit, alors :

liquideL

liquideLsolidesolide CK

CKCC

+=

1max

LK est un coefficient lié à la capacité d’adsorption. Le modèle suppose donc un nombre fini de sites à la surface de la phase solide.

Un exemple de modélisation de données expérimentales est présenté Figure 15. Il s’agit d’une expérience ayant porté sur la capacité d’un limon carbonaté à fixer du Zn et du Cd à forte concentration (jusqu’à 500 mg/L dans la solution initiale) en présence d’ions sulfate et calcium (Bataillard et al., 2006). La courbe correspondant au calcul du modèle (trait plein) suggère effectivement l’apparition d’un plateau qui pourrait correspondre à la concentration maximale que le matériau serait capable de fixer.



Figure 15 : Essai de modélisation avec le formalisme de Langmuir (trait plein) de résultats expérimentaux (points noirs) concernant la capacité de sorption d’un limon carbonaté de Zn en

présence de Cd (concentration variable dans un rapport Zn/Cd = 5) dans une solution de sulfate de calcium contenant 500 mg l-1 de calcium).

Isotherme non linéaire décrite par le modèle de Freundlich

Une autre façon de modéliser les résultats expérimentaux consiste à utiliser le modèle de Freundlich. Ce modèle ne considère pas un nombre fini de sites à la surface du solide, mais qu’il existe des interactions entre les ions s’adsorbant. Le modèle considère le solide comme une surface hétérogène ayant une surface « multi-site » définie par un continuum d’énergie d’adsorption décrite par une distribution exponentielle. Cette hypothèse se traduit dans l’équation par l’ajout d’un facteur empirique, n , calculé par le modèle, et dont la valeur est inférieure à 1. Sur le plan phénoménologique, cela signifie qu’à forte concentration, un même cation a plus de mal à s’adsorber car les sites à forte affinité sont d’ores et déjà occupés par un de ces congénères.



L’équation reliant la concentration dans le solide avec la concentration dans la solution s’écrit, alors :

nliquideFsolide CKC =

FK est un coefficient lié à la capacité d’adsorption. Si ,1=n l’isotherme est linéaire et on retrouve le formalisme du dK .

Le même jeu de donnée que celui présenté Figure 15, a été modélisé avec le formalisme de Freundlich. Les résultats sont présentés Figure 16 (courbe « Zn série 6 »). Ils montrent une reproduction également satisfaisante des données expérimentales dans le cas de Zn.

Figure 16 : Essai de modélisation avec le formalisme de Freundlich (trait plein) de résultats expérimentaux concernant la capacité de sorption d’un limon carbonaté de Zn en présence de Cd (concentration variable dans un rapport Zn/Cd = 5) en présence (points) ou non (carrés) de

sulfate de calcium contenant 500 mg l-1 de calcium.

Toutefois, dans le cas de Cd, aucun plateau n’est mis en évidence expérimentalement comme le montre la Figure 17. Il semble donc que pour cet élément, le formalisme de Freundlich soit plus adapté que celui de Langmuir.

Dans tous les cas, le nombre limité de points fait que le choix d’un formalisme pour un autre reste discutable.



Figure 17 : Isothermes d’adsorption de Cd en présence de Zn (concentration variable dans un rapport Zn/Cd = 5) dans l’eau (série 5 Cd) et dans une solution de sulfate de calcium contenant

500 mg L-1 de calcium (série 6 Cd).



Annexe 3

Choix d’un modèle et des paramètres d‘entrée nécessaires et rappel de vocabulaire utilisé en

modélisation



A.3.1. Critères de choix des modèles Le choix d’un modèle se base du point de vue numérique sur :

• La qualité des données relatives au problème à traiter. En effet, les différents des codes de géochimie existants (PhreeqC, Chess) sont complémentaires. chacun reposant sur une ou plusieurs Base de données thermochimiques. Il faut donc selon le problème à traiter sélectionner la base la plus adaptée. L’utilisation de modèle géochimique demande de connaître les espèces principales en présence. Selon les modèles, il faudra définir les espèces secondaires ou celle-ci seront définies dans le modèle. Ce qui demande de la part du modélisateur des compétences plus poussées en géochimie.

• La connaissance du mode de couplage entre la chimie et le transport, et du mode de résolution (éléments finis, différences finies, volumes finis). D’après Lagneau, 2000, l’utilisation d’un schéma de résolution aux volumes finis diminue les problèmes d’interpolation : la définition du transport et de la chimie se faisant alors sur le même élément. Les réactions chimiques sont soit :

o Prises à l’équilibre (équation algébrique non linéaire). Les échelles de temps de la chimie et du transport permettent de considérer l’équilibre thermodynamique comme instantané

o Ou prennent en compte une cinétique de réaction. Il est alors nécessaire d’introduire le temps et de résoudre une équation différentielle ordinaire associée à la formation de l’espèce considérée

• Les conditions de convergences et les conditions aux limites disponibles.

• Le nombre de dimension nécessaire à la résolution du problème (1D, 2D, 3D).

• Le besoin d’une modélisation en régime permanent ou en régime transitoire.

• La nécessité d’une prise en compte de différents mécanismes pour le transport (convection, diffusion et dispersion), pour la spéciation aqueuse (oxydo-réduction, précipitation/dissolution à l’équilibre ou sous cinétique, sorption : échange d’ions ou complexation de surface).

Le choix des modèles sera donc différent selon (Burnol, 2006) :

• les caractéristiques du site considéré,

• les conditions d’exposition (altération météoriques, alternance de périodes sèches et humides),

• la nature du polluant considéré (interaction avec des phases minérales à l’équilibre ou avec cinétique, sorption ou non sur les surfaces minérales, …).



Il ne faut pas sélectionner un code « trop simple » qui ne puisse pas prendre en considération le phénomène majeur de migration du polluant ou inversement un code « trop complexe » nécessitant d’avoir plus de données que celles dont dispose l’utilisateur (Burnol, 2006)

*Habituellement, l’absence de données cinétiques conduit au choix de l’hypothèse d’équilibre thermodynamique.

A.3.2. Paramètres nécessaires à la modélisation couplée

chimie transport en ZNS La mise en œuvre des modèles couplés géochimie-transport, en zone non saturé implique de connaître un certain nombre de paramètres.

Pour le transport

L’étude des équations et modèles montre qu’un ensemble de paramètres est nécessaire à la modélisation des écoulements en ZNS :

• la conductivité hydraulique à saturation,

• la porosité,

• les paramètres de forme des modèles de rétention (selon le modèle retenu).

Pour modéliser les écoulements en zone non saturée, il faut donc connaître la loi de rétention et la loi de perméabilité régissant ces écoulements. Ces lois peuvent prendre plusieurs formes (Cf. 2.1).

La modélisation nécessitera donc la connaissance des paramètres caractéristiques de ces lois.

La loi de van Genuchten est une loi statistique basée sur la fréquence de distribution des pores, dont la validité couvre une gamme de succion importante. Son utilisation conjointement à la loi de perméabilité du même nom, facilite le calage des paramètres caractéristiques au nombre de 5 (θs, θr, α, m ou n, Ks).

Les autres lois, elles, nécessitent la connaissance de 7 paramètres. C’est pourquoi au travers de la bibliographie lue, la loi de van Genuchten est la plus souvent considérée.



Finalement les propriétés du sol dans la zone non saturée à déterminer en vue d’une modélisation sont au nombre de 6 si on retient le modèle de van Genuchten :

• Conductivité hydraulique à saturation (m/s)

• Porosité (-)

• Teneur en eau résiduelle

• Teneur en eau à saturation

• Densité spécifique (g/cm3)

• Paramètres de calage des lois retenues.

La détermination de paramètres peut se faire soit par calage sur des observations de terrain (chroniques de teneur en eau et de succion à différentes profondeurs), soit par établissement des courbes caractéristiques expérimentales en laboratoire et ajustement des lois théoriques sur ces courbes expérimentales, soit en utilisant des données issues de la bibliographie.

Pour modéliser le transport on aura également besoin des conditions aux limites, et donc de la connaissance :

• de la piézométrie de la nappe,

• de l’infiltration qui sera fonction de pluviométrie efficace et du ruissellement.

Pour la chimie

Pour modéliser le transfert de composés, il est nécessaire de déterminer un certain nombre de paramètres qui dépend du type de prise en compte de la chimie :

• Pour les modèles généralisés avec une chimie simplifiée

o le coefficient de sorption (selon l’isotherme d’adsorption)

o éventuellement un coefficient de dégradation.

• Pour les modèles couplé chimie-transport

o les conditions géochimiques du milieu (pH, EH, la température, la pression de CO2)

o la composition chimique de l’eau, sa force ionique, la compétition avec les autres polluants et les ions majeurs en solution

o la composition minéralogique des phases solides



Les bases de données retenues doivent permettre de régir les lois d’équilibres thermodynamiques entre les différentes phases en présence.

La détermination de paramètres peut se faire soit par calage sur des observations (chroniques de teneur dans les eaux, pour la dispersion longitudinale et transversale), soit par des mesures en laboratoire (Kd, pH, DRX, chimie…), soit en utilisant des données issues de la bibliographie (diffusion, loi thermodynamique).

L’INERIS (Rollin et Quiot, 2006) a édité un guide de bonne pratique pour les modélisateurs appelés à travailler sur l’étude de risque lié aux sites contaminés par des métaux.

A.3.3. Rappel de vocabulaire Différents types d’algorithme de résolution pour l’écoulement sont utilisés :

• différences finies

• éléments finis

• volumes finis

Les schémas numériques sont plus ou moins adaptés aux caractéristiques du site. Ainsi un schéma aux éléments finis permet de mieux prendre en compte les discontinuités géologiques.

Les algorithmes de couplage entre les équations régissant l’écoulement et celles régissant la chimie peuvent être basées sur deux types d’approches :

• approche séquentielle : résolution de l’équation de transport puis calcul de la spéciation à partir des espèces composantes transportées et ceci à chaque pas de temps simulé :

o approche séquentielle itérative : itération jusqu’à la convergence entre les deux codes

o approche séquentielle non itérative

• approche implicite : calcul simultanée de la chimie et du transport,

L’approche implicite étant beaucoup plus gourmande en temps de calcul et en espace mémoire, l’approche séquentielle itérative est donc la plus fréquente.



Annexe 4

Méthode d’acquisition des paramètres de la zone non saturée : terrain, laboratoire et littérature



A.4.1. Mesures de terrain

A.4.1.1. Hydriques

Perméabilité

La détermination de la conductivité hydraulique des sols peut se faire à l’aide de deux types d’essais :

• les essais en surface,

• les essais en forages,

• les mesures isotopiques.

Les méthodes les plus connues pour mesurer directement et ponctuellement la perméabilité sont les méthodes d'infiltration en surface (Tableau 8) :



Nom méthode Principe

Infiltromètre à double anneaux ouvert ou double anneau type Müntz

Méthode fondée sur le principe de l'infiltration à charge constante. Cet appareil est constitué de deux cylindres concentriques (de 30 et 80 cm de diamètre), enfoncé d’environs 5 cm dans le sol. Le niveau d’eau est maintenu constant dans les deux cylindres, et l’on mesure le taux d’infiltration dans le cylindre central. Le cylindre externe, où l’infiltration est souvent plus rapide en raison d’une diffusion latérale, est destiné à favoriser une infiltration verticale depuis le cylindre central, en limitant les phénomènes de diffusion depuis celui-ci. Cette méthode donne accès à la conductivité hydraulique à saturation quand on atteint le régime permanent. Limite : suppose que les horizons sous-jacents ne perturbent pas la mesure et que le gradient gouvernant l’écoulement est vertical Donne accès à la perméabilité verticale Domaine de validité (10-5 à 10-7 ou 10-8 m/s) AFNOR X30-418

Infiltromètre double ou simple anneau fermé type Persan

Méthodes qui consistent à suivre l’infiltration dans le terrain à l’intérieur d’un cylindre fiché dans le sol de manière étanche. L’infiltration à travers la surface du sol est mesurée en maintenant un niveau d’eau constant dans l’anneau. Comme l'eau a tendance à s'échapper sur les cotés, l'anneau extérieur sert de barrière pour canaliser l'eau en infiltration verticale. La mesure porte exclusivement sur l'anneau intérieur en infiltration verticale Limite : Domaine de validité (10-7 à 10-10 m/s) AFNOR X30-420.

Infiltromètre à double cylindre :

Méthode fondée sur le principe de l'infiltration à charge variable. Comme l'eau a tendance à s'échapper sur les cotés, l'anneau extérieur sert de barrière pour canaliser l'eau en infiltration verticale. La mesure porte exclusivement sur l'anneau intérieur en infiltration verticale

Infiltromètre de Guelph Méthode Porchet en ZNS)

Méthode permet permettant la détermination de la conductivité hydraulique à saturation, le potentiel de flux matriciel et la sorptivité (capacité d’infiltration en fonction du temps et de la teneur en eau initiale). Méthode fondée sur la mesure de l’écoulement cylindrique depuis un trou cylindrique (de petite dimension, réalisé à faible profondeur (frange 0-20 cm)) vers un



Nom méthode Principe milieu homogène non saturé. Constitué d’un dispositif de Mariotte assurant une charge hydraulique constante, il permet le suivi des flux infiltrés Limite : méthode basée sur des équations simplifiées qui suppose une décroissance exponentielle de la conductivité avec la pression capillaire, et une isotropie du milieu, elle conduit donc parfois à des résultats incohérents (conductivité hydraulique négative ; Taha, 1995) Gamme de mesure de 10-4 à 10-8 m/s norme AFNOR X30-424

Infiltromètre à aspersion méthode utilisant le principe du simulateur de pluie.

Méthode TRIMS : infiltromètre multidisque à succion controlée

Cette méthode permet d’avoir accès de façon simple à deux paramètres de l’infiltrabilité, la conductivité hydraulique et la sorptivité. Le système de base est constitué de trois disques de diamètre différents (48, 80 et 250 mm) munis d’une membrane perméable à l’eau et imperméable à l’air. Posés à la surface du sol, ils permettent un apport contrôlé d’eau sous différentes succions, imposées par l’intermédiaire d’un dispositif de Mariotte. La mesure du flux d’infiltration en régime permanent permet d’estimer la conductivité hydraulique et la sorptivité capillaire du sol, en fonction de la succion appliquée à la surface. Limites : basé sur des hypothèses simplificatrices d’un milieu homogène et isotrope

L'infiltromètre à double anneau " PANDA permet de mesurer des infiltrations verticales dans le sol

Perméamètre à choc hydraulique " PRECI

permet de déterminer la composante horizontale de la perméabilité du sol.

Tableau 8 : Méthodes de mesure de l’infiltration

Les méthodes de mesure de la conductivité hydraulique en forage sont (Tableau 9) :




Essai d’infiltration à charge constante en forage

Applicable en terrain saturé Perméabilité de 5 10-7 à 1 10-10 m/s AFNOR X30-424

Essai d’infiltration à charge variable en forage ouvert

Méthode d’injection d’eau et de suivi de la charge dans un forage Limite : Demande une pré-saturation du milieu avant mesure, avec une difficulté à déterminer le niveau statique initiale Perméabilité de 1 10-6 à 1 10-9 m/s AFNOR X30-423.

Essai d’infiltration à charge variable en forage fermé

Méthode d’injection d’eau et de suivi de la charge dans un forage Limite : Demande une pré-saturation du milieu avant mesure, avec une difficulté à déterminer le niveau statique initiale Perméabilité < 1 10-8 m/s AFNOR X30-425

Essai Lefranc :

perméabilité de l'ordre de 1.10-3 à 1.10-5 m/s). Utiliser classiquement pour mesurer la perméabilité d’interstices de roches meubles Consiste à injecter de l'eau dans des couches perméables et à mesurer le volume d'eau absorbé sous une charge hydraulique donnée.

Essai Lugeon

perméabilité de l'ordre de 1.10-5 à 1.10-8 m/s) Utiliser pour mesurer la perméabilité de fissures dans les roches compactes. Consiste à injecter de l'eau dans un forage sous différents paliers de pression, pendant un temps constant afin de déduire la perméabilité de la formation géologique

Tableau 9 : Méthodes de mesure de la conductivité hydraulique en forage

Les outils disponibles sont fournis Tableau 10.

Fabricant Système Particularités

SDEC SW080 B Détermination des propriétés hydrauliques des sols non saturés Infiltration d’une eau à une pression donnée à travers une membrane en nylon

SDEC STM 2150 Système de mesure basé sur le principe du manomètre à mercure

SDEC PMS 9000 Capteurs de polarisation




spontanée entre une électrode de référence et les autres Mesure des directions de flux d’eau dans les sols

ANTEA PANDA® II Essai d’infiltration de surface Suppose l’établissement d’un écoulement proche du régime permanent. Demande une mesure de l’humidité du sol sous l’anneau après essai pour le calcul de la perméabilité Diamètre anneau interne 30 cm

ANTEA PRECI® Essai d’infiltration à charge variable en forage fermé

Tableau 10 : Outils de mesure de la perméabilité

Les outils isotopiques et notamment le tritium (3H) peuvent permettre de déterminer le degré de vulnérabilité d’une nappe et d’estimer les transferts hydriques dans la zone non saturée.

Courbe de rétention

La courbe de rétention expérimentale du milieu considéré peut être établie par la mesure simultanée in situ de la succion et de la teneur en eau d’un sol à différentes profondeurs. La teneur en eau du sol s’exprime en %, et le potentiel hydrique du sol (aussi appelé succion ou tension du sol) en pression (mbar par exemple). Ceci nécessite la mise en place sur site de systèmes de mesure de la succion et de sondes mesurant la teneur en eau volumique. Il faut de plus disposer d’un jeu de données de mesure suffisant, ce qui suppose d’avoir des mesures faites pour des conditions hydriques variables.

Humidité

L'humidité du sol peut être déterminée par des méthodes indirectes in situ (Tableau 11).




Méthodes éprouvées

Sondes capacitives

Méthode reposant sur le principe de la mesure capacitive, mesure de la permittivité diélectrique du sol (excellente corrélation avec la teneur en eau du sol) Précision < 2% d’humidité Zone d’influence 25 à 30 mm Gamme de mesure 0% à saturation Fonctionne pour des conductivités < 5 mS/cm

Sonde à neutron (Figure 18)

Méthode reposant sur les propriétés de réflexion que possèdent les molécules d’eau à l’égard d’un flux de neutrons. La mesure consiste à compter pendant un temps déterminé (de l’ordre de la minute) le nombre de neutrons lents qui reviennent vers la sonde. Ce nombre est proportionnel à l’humidité volumique du sol. Volume de sol exploré : sphère de, 15 à 20 cm dans un sol humide, 50 cm dans un sol sec (faible résolution spatiale) Incompatible à la détection de discontinuités dans la teneur en eau

Mesure gammamétrique

Méthode basée sur l’atténuation des rayonnements gamma proportionnelle à la densit é de l’encaissant. Suppose que soit connue au préalable la densité du sol sec pour pouvoir en déduire la teneur en eau. Inconvénient : Technique posant des problèmes de sécurité donc peu usité. De plus le volume d’investigation considérée par cette technique est très faible. Cette technique est plutôt utilisée en laboratoire sur maquettes

Technique TDR : (Time Domain Reflectometry) (Figure 18)

Méthode déterminant la constante diélectrique du sol, fonction de son état d’humidité. La technique consiste à envoyer une impulsion électromagnétique (contenant plusieurs impulsions dans la gamme des gigahertz) dans un guide d’ondes généralement formé de deux électrodes (parfois trois) métalliques de longueur connue let à analyser le temps de transit t, soit à partir du signal de retour de l’impulsion, soit en mesurant le temps de transit pour différentes tensions. Mesures peu affectées par la composition du sol ou sa salinité (la relation entre la constante diélectrique du sol et l’humidité a montré qu’elle était applicable à la plupart des sols globalement indépendamment de leur granulométrie). Des difficultés surviennent dans les sols hétérogènes où les perturbations du milieu lors de l’insertion des tiges ou du tube sont conséquentes et se répercutent sur la qualité des mesures. Mesure de l’humidité volumique avec une incertitude inférieure à ± 2%. Plusieurs types de technologie TDR sont disponibles : TDR géométries bi-tiges et tri-tiges : Usage courant, mais leur mise en place pour le suivi des profils hydriques suppose généralement l’ouverture d’une fosse TDR Trime T3 avec tube d’accès : Insertion des tubes d’accès en fibre de verre doit être réalisée avec précaution et patience, afin d’obtenir le meilleur contact possible avec le sol. Permet la mesure sur toute une colonne de sol

Technique FD (Frequence Domain measurement

Méthode déterminant la constante diélectrique du sol, fonction de son état d’humidité. La technique consiste à envoyer une impulsion électromagnétique unique de la gamme des mégahertz. La sonde est formée d’un câble coaxial ouvert. Calibration avec l’air et des liquides ou solides de propriété dielectrique connues.



Nom méthode Principe Inconvénient : demande une très bonne cohésion entre le capteur et le sol, Volume investigué très faible, méthode plutôt utilisé au laboratoire (colonne, maquette)

Méthodes en développement Méthode géophysique par Sondages RMP Résolution horizontale et verticale, variations latérales de caractéristiques hydrodynamiques

Spectroscopie diélectrique (TDS)

Repose sur le principe du TDR, avec une mesure des parties réelle et imaginaire de la permittivité électrique en fonction de la fréquence. Ceci permet d’accéder à une caractérisation de l’état de liaison de l’eau dans un milieu poreux Limite : le spectre de fréquence des TDR est mal adapté et l’interprétation est délicate

Tableau 11 : Méthodes de mesure de l’humidité in situ

Des techniques de développement récent (scintillométrie, radiométrie µ-ondes) permettent également d’avoir accès indirectement à l’humidité de la surface du sol, par mesure des radiations émissent par le sol.

Figure 18 : Principe de la sonde à neutron(à gauche) et différents type de sondes TDR (schéma SDEC) (à droite)



Différents types d’outils disponibles sont détaillés Tableau 12.


Sonde TDR disponibles sur le marché Streat Instruments (NZ) Aquaflex Sonde « type ruban » 3 m TDT

Campbell Scientific (USA) TDR100 Utilisation autonome ou couplage à un ensemble

centrale/multiplexeur

ESI (Canada) Moisture point

Sondes à diodes commutées multi-segments & bitige

IMKO Gmbh (Allemagne) TRIME

T3 : système « tube) Bitige, tritige IT : capteur autonome

Soil Moisture Eq. Corp. (USA) TRASE

S1 : système autonome de terrain BE : acquisition automatique MiniTRASE : S1 miniaturisé

Sonde capacitives disponibles sur le marché Campbell Scientific (USA) CS616 Technologie « mixte » capacitive / propagation

ligne Dacagon (USA) ECH2O Capteur sur circuit imprimé plat

Delta T (UK)

ThetaProbe Profile Probe Wet Sensor

Sonde multi-pointes 5 cm Sonde multi-segments

Sentek (Australie)

Enviroscan/smart Diviner 2000 EasyAG

Sonde multi-segments à poste fixe Système de profilage manuel Mesure multipoints itinérante

SDEC (France) HMS9000 Pointe unique. Mise en place comme un tensiomètre

Stevens water Monitoring Systems Inc. (USA)

Hydra probe Sonde multipointe

Tableau 12 : Outils de mesure de l’humidité sur site d’après Laurent, 2006



Succion

Méthode Principe

Mesure classique directe

Canne de succion ou tensimètre

Le tensiomètre permet de mesurer la charge hydraulique du sol y. Il est constitué d'une bougie en céramique poreuse fixée à l'extrémité d'un tube, enfoncé dans le sol à la profondeur souhaitée. Le tube ainsi que la bougie sont remplis d'eau dégazée et l'ensemble est hermétiquement fermé par un bouchon et relié par un capillaire à un capteur de pression. Le système ainsi mis en place autorise des échanges osmotiques à travers la paroi poreuse. Si l'humidité du sol vient à baisser, l'eau diffuse à travers la bougie poreuse vers le milieu environnant : il se produit une dépression à l'intérieur du système. Lorsque le sol s'humidifie, la tension baisse. Lorsqu'il est saturé, elle est nulle. La mesure de la dépression se fait par méthode classique (manométrique) ou électronique Inconvénient : mesure limitée à -85 KPa

Mesure indirecte

Résistive 0 à - 200 kPa Equitensiometer Delta-T (UK)

Psychromètres (Spanner psychrometer)

Méthode basée sur un thermocouple placé dans une petite chambre avec des murs poreux, l’effet Peltier entraine un refroidissement du thermocouple et une condensation de l’eau. Comme l’eau s’évapore, la température chute et un courant est produit Inconvénient : sensibilité suffisante uniquement pour les potentiels matriciels faibles (moins de 300 kPa). Méthode sensible à la température et à la salinité Méthode difficile et exigeante

Sonde capacitive

Estimation de la valeur du potentiel hydrique du sol via une mesure de la résistivité électrique. Mesure entre deux électrodes concentriques placées dans un matériau de sable et de kaolin, confiné dans une membrane perméable qui permet les échanges d’eau entre le matériau et le milieu ambiant jusqu’à l’équilibre. Contrairement aux tensiomètres munis d'une bougie en céramique, ils n'utilisent pas d'eau. Bien adaptés aux régions arides où l'humidité du sol varie énormément Méthode peu onéreuse. Limite incertitude 10 kPa -100 à -1500 kPa Correction en température nécessaire Watermark Irrameter Inc. (USA)

Tableau 13 : Méthodes de mesure de la succion in situ

C'est la mesure de la pression requise pour extraire l'eau du sol (exprimée en centibars ou millibars). Plus le sol est sec, plus le niveau de succion est élevé, car plus l'eau est fortement retenue par les particules du sol. La tension d'eau dans le sol caractérise donc les forces de liaison terre-eau et indique le potentiel hydrique du sol. Elle se mesure à l'aide d'un tensiomètre (Tableau 13).



Il existe de nombreux types de tensimètres sur le marché, un exemple des tensimètres proposés par la société SDEC est fourni Tableau 14. Fabricant Système Particularités

SDEC STM 2150

SR 1000

SMS 2500S

SKT 850

SMS 2030

Système de mesure basé sur le principe du manomètre à mercure

Manomètre manuel (manomètre Bourdon) 0 à -90cbar

Tensimètre électronique du type différentiel à compensation de température (0 à -999 Hpa)

Vacuummetre electronique (0 à -999 Hpa) sortie vers centrale d’acquisition

Micro-tensiomètres à cannes souples (0 à -850 mbar)

SDEC PMS 9000 Capteurs de polarisation spontanée entre une électrode de référence et les autres

Mesure des directions de flux d’eau dans les sols

SOILMOISTURE Equipment Corp.

Blocs de gypse de Bouyoucos à électrodes concentriques

Capteur « conductif »

Faible coût

Réservé au cas où seul un ordre de grandeur est recherché

UMS (Umweltanalytische Mess-Systeme)

SIS Smart Irrigation Sensor

Reprend le principe du capteur Watermark (bloc de gypse), avec un capteur à correction en température

Gamme de mesure 50hPa à 2000 hPa

Tableau 14 : Différents tensimètres disponibles chez SDEC



Densité spécifique

La densité apparente exprimée en g/cm3 est le rapport du poids de sol sec (g) sur le volume total de l'échantillon (cm3). En d'autres termes, elle représente la masse volumique du sol sec.

3 des méthodes présentées dans le Tableau 15 sont mixtes car elles nécessitent à la fois une mesure de terrain et une mesure de laboratoire pour donner la densité apparente. La dernière technique est mise en œuvre sur le terrain uniquement.


Méthode au cylindre Prélèvement d’un cylindre de sol de volume connu sur le terrain (attention au tassement lors du prélèvement)

Méthode au sable

Mesure de surface uniquement Volume estimé sur le terrain (par remplissage au sable de la cavité de sol prélevé par exemple), Mesure au laboratoire du poids après prélèvement et après séchage

Méthode au densitomètre à membrane

Mesure de surface uniquement Volume estimé sur le terrain (par remplissage de la cavité de sol prélevé par un système de piston à membrane souple (évaluation d’une différence de hauteur d’eau dans le piston), Mesure au laboratoire du poids après prélèvement et après séchage

Méthode par gammamétrie

Mesure du pourcentage de rayonnement retrouvée par rapport au rayonnement émis (source de rayonnement gamma (Am ou Ce) ; absorption suit la loi de Beer). Cette valeur est proportionnelle à la densité apparente, et doit être corrigé de l’humidité (mesure sonde à neutron ou autre…).

Tableau 15 : Techniques pour la mesure de la densité apparente sur le terrain

Pluviométrie efficace

La détermination de la pluviométrie efficace suppose que l’on soit capable de mesurer la pluviométrie et l’évaporation (voire l’évapotranspiration).

Pluviométrie

La pluviométrie peut être mesurée :

• manuellement à l’aide d’un pluviomètre, mais cela suppose un relevé très régulier,

• automatiquement avec la mise en place d’une station météo.



Evaporation

L'évaporation peut-être mesurée :

• indirectement à partir de facteurs physiques qui sont eux, directement mesurables à l’aide d’une station météo (Tableau 16),

• ou de manière directe au moyen d'instruments de mesures particuliers (Tableau 17).

Paramètre physique considéré Méthode de mesure

Rayonnement solaire net au sol Pyranomètre

Durée d'insolation Héliographe

Température Thermomètre

Humidité relative Hygromètre et psychromètre

Pression atmosphérique Baromètre

Vent Anémomètre et girouette (direction)

Tableau 16 : Facteurs physiques nécessaires à une estimation de l'évaporation

Technique Principe

Evaporimètre l'évaporation naturelle est quantifiée par la mesure de l'évaporation de l'eau distillée à travers une surface poreuse.

Balances d'évaporation

l'évaporation est mesurée en continu par diminution du poids de l'eau s'évaporant placée dans un plateau sous abri.

Bac d'évaporation

l'évaporation est mesurée par les variations du niveau d'eau d'un bac posé sur le sol, partiellement enterré ou flottant.

Verrières ou châssis vitrés

- l'eau du sol s'évapore, la vapeur d'eau se condense sur la paroi d'une vitre recouvrant un châssis posé sur le sol, puis est récoltée par une gouttière.

Lysimètre cuve étanche enterrée, à parois verticales, ouverte en surface et remplie par une portion de terrain. Elle comprend un dispositif permettant de recueillir l'eau de drainage. Les variations de stock d'eau permettent de déterminer l'évaporation.

Tableau 17 : Méthodes directes de mesure de l’évaporation



Evapotranspiration

La mesure de l'évapotranspiration est très complexe. Elle peut être effectuée en se basant sur les pertes en eau d'un sol cultivé dans une case lysimétrique ou en procédant par bilan hydrologique sur une parcelle expérimentale.

Les données météorologiques (intervenant dans l'évapotranspiration) doivent être collectées aussi près que possible du champ pour être précises, ce qui n'est pas toujours possible. L'évapotranspiration réelle doit idéalement être estimée à l'aide de données de référence ou mesurée directement sur le site, ce qui n'est pas évident.

L’utilisation des molécules 18O et 2H de l’eau peut permettre de localiser les fronts d’évaporation dans la zone non saturée.

Ruissellement

Il faut pouvoir déterminer le coefficient de ruissellement qui est le rapport de la quantité d’eau ruisselée à la quantité d’eau précipitée.

Le ruissellement est un facteur difficile à mesurer, différentes méthodes sont possibles pour l’estimation de ce paramètre parmi celles-ci on peut citer :

• Les techniques à l’échelle d’un bassin versant :

o estimation du débit Q de la rivière collectant l’eau de la pente (mesure de la hauteur h dans une section et étalonnage : Q=f(h) (méthode indirecte),

o géochimie : détermination de l’origine, temps de transfert par traçage avec des ions majeurs et traces, gaz (radon), éléments radioactifs et substances telles que les pesticides et intrants agricoles (méthode indirecte),

o modélisation (méthode indirecte),

• A l’échelle d’un site, l’eau qui ruisselle sur une partie ou la totalité du site (selon sa topographie) peut être récoltée par différents caniveaux se rejoignant en une buse unique où la mesure du débit sera faite par un canal Venturi. Connaissant la surface interceptée par les différents collecteurs, on peut estimer le ruissellement,

Les techniques à l’échelle d’un bassin versant correspondent à une mesure intégratrice i. e. à l’échelle du bassin versant, la valeur déduite du ruissellement à l’échelle du site est donc entachée d’erreur.

La technique décrite à l’échelle d’un site est sans doute la plus précise, mais elle est chère à mettre en œuvre. Elle pourra néanmoins être mise en œuvre sur des sites particulièrement sensible (Cas du site de Salsigne).



• à l’échelle du m2, sur un terrain pentu des pluies sont provoquées (simulateur de pluie), la quantité d'eau ruisselée récupérée après installation d'une gouttière est mesurée et permet de remonter à la quantité d’eau ruisselée (Figure 19),

Figure 19 : Mesure du ruissellement sur une faible surface

Cette technique est sans doute la plus facile à mettre en œuvre, cependant étant donné la faible surface investiguée se pose le problème de la représentativité de la mesure si on veut l’extrapoler à l’échelle du site.

Piézométrie

La détermination de la charge hydraulique à imposer comme conditions aux limites du modèle est rendue possible par la mise en place de piézomètres. Ces derniers seront mis en place conformément à la norme AFNOR FD X 31-614.

A.4.1.2. Chimie

Un certain nombre d’outils sont actuellement disponibles sur le marché qui permettent d’avoir une réponse rapide directement sur le terrain quant à :

La teneur en métaux

Un certain nombre d’outils commence à être du domaine public, notamment pour la caractérisation des teneurs dans les phases solides. Les autres techniques restant encore dans le domaine de la recherche (Tableau 18).



Nom technique Méthodologie Etat de maturation Avantages Inconvénients Technique de pré-diagnostic pour caractériser une zone source En surface

Excitation des électrons par des photons haute énergie, le réarrangement électronique génère des rayonnements X caractéristique de chaque atome LQ=40 mg/kg

commercialisée Pas d’extraction préalable nécessaire pour les solides Analyse de tout un spectre de composé à partir d’un échantillon. Apparition de modèles avec un tube à rayon X plutôt que les anciens à source radioactive

Interférence selon la granulométrie, l’humidité et la présence de co-polluant (Pb)

Fluorescence X portable (XRF)

LQ attendue 20 à 40 ppb En développement La pré-concentration des métaux présents dans l’eau sur une résine devrait rendre la tech. Applicable aux eaux. Avec la possibilité d’aller jusqu’à la spéciation. Analyse de tout un spectre de composé à partir d’un échantillon.

Interférence possible entre éléments

DGT et DET (technique de gradient de diffusion et technique de diffusion à l’équilibre

Diffusion à travers un gel des espèces mobiles qui sont ensuite désorbées et dosées

En développement Détection possible de spéciation de certaines espèces

Mesure indirecte ; fixation sur un gel des éléments mobiles

En profondeur Couplage pénétromètre (CPT)/sonde LIBS (laser Induced Breakdown Spectroscopy)

Mesure via fibre optique des photons émis lors de chute d’énergie des électrons

Mesure en temps réel et en continu, Pb, Cd, Cu, Zn, Cr, Fe, Mn, Be, U, Zr, An et Ag Applicable en sol meuble ou argileux

Nécessité d’une calibration avec le type de sol du site Technique relativement coûteuse Fragilité des fibres Non applicable en présence de blocs, galets

Couplage pénétromètre (CPT)/XRF

Excitation des électrons par des photons haute énergie, le réarrangement électronique génère des rayonnements X caractéristiques de chaque atome LQ=40 mg/kg

Pas d’extraction préalable Mesure en subsurface sans échantillonnage

Hg Immunoessai Extraction rapide sur site,

extrait introduit dans tube immunoessai et incubation, réponse coloré proportionnelle à la teneur en

Mesure en surface



Hg Milestone Inc.’s Direct Mercury Analyser (DMA)-80 (USEPA, 2004a)

Vaporisation du mercure par chauffage à 800°C, amalgamation puis désorption vers spectrophotomètre muni d’une lampe à Hg Commercialisé, LQ = 0,082 mg/kg

Commercialisé Temps de mesure court (8min), Coût réduit / analyse de laboratoire (35 $/ ech location de l’appareil compris)

Pas réellement portable (trop lourd) Valider pour le sol et les sédiments, pas encore pour les eaux

Ohio Lumex’s RA-915/RP-91C (USEPA, 2004b)

Commercialisé,

(ASV) MIT Inc’s PVD 6000 Anodic Stripping Voltammetry (USEPA, 2004d)

Electrode (film d’Or fin) mise dans la solution acidifiée. Le métal se dépose sur l’électrode et le courant nécessaire pour éliminer ce dépôt donne une information quantitative de l’As présent initialement en solution

Commercialisé

Mesure sur les solides Coût comparable à ceux en labo Demande une digestion préalable des échantillons (acide nitrique, peroxyde d’hydrogène) qui génère des déchets

As Kit de tests colorimétrique Base sur la méthode de

“Gutzeit” : formation d’un gaz d’arsenic qui diffuse et est exposé à une bandelette colorée qui réagit en fonction de la quantité d’As

Commercialisé, En développement sur la nature des réactifs et la lecture

Utilisé essentiellement pour les eaux Technique simple Méthode semi-quantitative

Utilisable a priori pour les solides et déchets après une extraction à l’acide Interférence possible d » S, Se, Te Les composés arseniés organiques ne sont pas pris en compte Pb de faux négatif et de faux positifs fréquents Protection de l’utilisateur (/As) et gestion des déchets (Hg)

Anodic Stripping Voltammetry (ASV)

Electrode (film d’Or fin) mise dans la solution acidifiée. L’As se dépose sur l’électrode et le courant nécessaire pour éliminer ce dépôt donne une information quantitative de l’As présent initialement en solution

Commercialisé pour un usage labo mais facilement transportable sur site

Mesure sur les eaux Mesure uniquement les espèces libres (As III et V). Utilisable a priori pour les solides après une extraction à l’acide Interférence possible Sb, Bi, Cu (à haute concentration), Hg et Zn Durée des électrodes (30 jours) Personnel qualifié Coût relativement élevé des électrodes



Nouveaux outils en développement : mini-électrodes (différenciation As III et As V avec réduction préalable)

Durée des électrodes améliorée Coût plus réduit Performance variable

Utilisation de techniques découlant de la biologie moléculaire, mise au point de microbes qui génèrent un signal (fluorescence) quand ils sont en contact avec l’As

En développement Utilisable uniquement pour des échantillons solides

Tests biologiques

En développement pour les solides après une phase d’extraction au CaCl3

Application d’un voltage induit la migration des anions à travers une fenêtre de détection UV LQ=1ppb

En développement Détection AsIII et AsV Très sensible

Echantillon liquide uniquement Techniques électrophorétiques

Id + utilisation d’un détecteur miniaturisé (isotachophoresis) LQ=2à5ppm

En développement Très compact Faible sensibilité

Gamme de détection élevée pour l’instant

Microcantilever based Sensors

Microcantilever recouvert d’un film ayant la propriété de réagir spécifiquement avec certains composés. Les modifications induites sur la surface sont évaluées par réfection laser

Non applicable mais prometteur / résultats obtenus pour d’autre anions (dont chromates)

A priori très sensible et très spécifique

Echantillon liquide uniquement

Surface Enhanced Raman

Réaction des anions avec une surface (argent recouvert de cations). Identification des composés par leur spectre de vibration

Non applicable mais prometteur / résultats obtenus pour d’autre anions (dont chromates)

Echantillon liquide uniquement

Tableau 18 : Techniques disponibles et en développement pour la mesure sur site des métaux (d’après USEPA, 2004c)



pH et EH du sol

Des capteurs ont été mis au point pour la mesure in situ du pH et de l’EH (Université de Karlsruhe).

Ces capteurs sont actuellement à l’étude au BRGM dans le cadre d’un projet de recherche : en laboratoire sur un milieu constitué de déchets de type machefers.

Prélèvement d’eau interstitielle

Pour évaluer les risques de migration vers la nappe d’eau souterraine, il faut connaître les teneurs rencontrées dans la zone non saturée. Pour cela plusieurs types d’outils de prélèvements sont disponibles. La réalisation de mesures chimiques en laboratoire, nécessite toujours la réalisation de prélèvement sur le terrain.

Pour des prélèvements répétés au même endroit

Tous reposent sur le même principe, une céramique ou une membrane poreuse est introduite dans le sol dont on veut extraire une solution liquide pour analyse. Une dépression est faite à l’intérieur de l’outil, créant ainsi une succion et la circulation forcée de la solution du sol vers l’intérieur de l’outil d’où elle est ensuite acheminée vers un flaconnage en surface (Figure 20).

Les différents outils disponibles (Tableau 19), présentent des diamètres différents (et donc des volumes de sol explorés différents), des profondeurs d’utilisation variables. Ils peuvent recueillir de l’eau à différents états de succion selon la technologie utilisée.

Figure 20 : Schéma de principe d’une bougie poreuse (SDEC)




SPS 200 Bougies poreuse, diam 31 ou 63 mm, longueur 15 à 235 cm, fonctionnement 0 à -850 mbar Volume mort important

Tensionic

Prélèvement et mesure de succion en parallèle Volume mort réduit Interaction avec solution du sol réduite (temps de transfert rapide)

Chambre double inox SW 070

Corps inox non réactif Fonctionnement pour 0 à -300 mbar Adapté pour profondeur > 3m Utilisable sous nappe

Chambre simple inox SW 071

Corps inox non réactif Fonctionnement pour 0 à -300 mbar Adapté pour profondeur < 3m

Cellule Teflon Quartz

Corps peu réactif Profondeur variable

SDEC

Rhizon Divers matériaux disponibles. Faible résolution spatiale / faible volume prélevé. Adapté en laboratoire ou pour recherche interactions plante/sol

Tableau 19 : Dispositifs de prélèvement d’eaux interstitielles

Lors du choix du type de bougie poreuse, on prêtera une attention particulière au choix des matériaux la constituant par rapport au polluant à analyser. Ainsi des bougies « teflon-quartz » sont maintenant disponible sur le marché pour lesquelles les interactions avec les métaux sont minimes.

On fera attention également à limiter l’existence de volume mort dans l’installation, ces volumes morts devront être purgés avant prélèvement de la solution qui sera analysée.

Les eaux prélevées à l’aide de bougies poreuses, correspondent à l’eau libre mais également à une fraction d’eau capillaire faiblement liée au sol du fait du prélèvement en dépression. Ces deux types d’eau peuvent avoir des compositions chimiques différentes du fait de cinétique des phénomènes physico-chimiques à l’interface solide-liquide. Il est cependant impossible d’estimer la part de chacune à la chimie globale.

Pour des prélèvements uniques On peut utiliser des techniques de prélèvement d’eau interstitielle à l’avancement (Tableau 20). Ces techniques ne permettent de recueillir d’eau que lorsque l’on est proche de la saturation



Techniques de prélèvement d’eau interstitielle à l’avancement Nom technique Méthodologie Avantages Inconvénients Techniques commercialisée

GEOPROBE Groundwater profiler

Présence d’une portion PVC crépinée

Très bonne représentative des échantillons Mise en évidence d’hétérogénéités verticales (pas de 30 cm) Prélèvement de sols à l’avancement Couplage possible avec sonde CPT (cone penetrometer testing) pour la caractérisation de la résistivité des terrains

Nécessite un engin de forage Mise en œuvre lourde Impossible en terrain induré et en présence de galets

Techniques non commercialisées

Waterloo Ground Water Profile

Pointe profilée en inox avec crépine latérale, prélèvement par pompe péristaltique jusqu’au flacon de prélèvement

Très bonne représentative des échantillons Mise en évidence d’hétérogénéités verticales (pas de 30 cm) Peu de pertes des volatils Couplage possible avec sonde CPT

Pas de prélèvement de sols possibles Impossible en terrain induré et en présence de galets Nécessite un engin de forage

Tableau 20 : Techniques de prélèvement d’eau interstitielle à l’avancement (Côme et al., 2006 ; USEPA, 2005)

A.4.2. DONNEES DE LABORATOIRE

A.4.2.1. Hydriques

Perméabilité

La mesure de la perméabilité à saturation se fait en laboratoire sur des échantillons de sols intègres et saturé en eau (Tableau 21) :

Nom méthode Principe Essai à charge faible (tableau de Darcy) Figure 21

Il consiste à mesurer le débit d’eau traversant l’échantillon saturé d’eau de manière ascendante à une charge d’eau imposée. Avant la mesure, l’échantillon structuré est systématiquement mis en charge jusqu’à obtention de l’état saturé.

Essai à forte charge (GDS)

systèmes d'essais triaxiaux pilotés par ordinateur. systèmes, mis au point par la compagnie GDS Instruments

Tableau 21 : Techniques pour la mesure de la conductivité hydraulique à saturation au laboratoire



Figure 21 : Mesure en laboratoire de la conductivité hydraulique à saturation par flux ascendant

Courbes de rétention

Plusieurs techniques de caractérisation hydrodynamique des sols sont disponibles (Tableau 22):

L’établissement des courbes de rétention peut être réalisée sur une gamme de succion assez large variant entre pF 6,6 et pF 1 (pF est le potentiel de l’énergie libre) en utilisant différentes méthodes pour imposer la succion (dessiccateurs à solution saline saturée, plaque tensiométrique et méthode osmotique). Ces courbes peuvent être déterminées en drainage et en humidification. L’obtention de courbes de rétention en laboratoire permet de caractériser l’écoulement à l’état non saturé, elle sera ensuite ajustée par une loi de rétention dont les paramètres seront intégrés dans le modèle hydrodynamique.



Des exemples de matériels possibles sont détaillés Tableau 23.


Système WIND

Soumettre un cylindre de sol (prélevé sur le terrain) initialement saturé à un dessèchement progressif. Suivit perte d’eau et calcule d’ l’humidité moyenne Evolution du potentiel matriciel Algorithme permet de déduire la courbe de rétention par calage par le modèle de van Genuchten d’où seront déduites les relations conductivité –teneur en eau et conductivité – potentiel matriciel, ajustés selon les modèles (Mualem-van Genuchten, polynomial, Gardner)

Méthode du bac à sable

A partir d’échantillons intactes de sols (anneaux de 100 cm3) Echantillons saturés que l’on sature puis que l’on soumet à différentes dépressions et surpression avec pesés après chaque ajustement Bac à sable pour pF de 0 à 2 Bac à kaolin/sable pour pF de 2 à 2,7 Appareil à membrane pour pF de 3 à 4,2 (échantillon semi remanié, changement d’anneaux)

Chambres à pressions en laboratoire (Figure 22 : Chambre à pression) pFmètre électronique (basse ou haute pression)

Chambres dans lesquelles des échantillons de sol structuré sont placés au contact d’une pierre poreuse ou d’une membrane saturée en eau et qui subissent plusieurs paliers de pression. A chaque palier de pression, les échantillons sont pesés afin de déterminer leur teneur en eau massique. Une courbe expérimentale reliant la teneur en eau et la pression (équivalente à la succion) peut alors être tracée. Afin d’exprimer la courbe de rétention en terme de teneur en eau volumique, il est nécessaire d’identifier la densité spécifique ρs des particules du sol. Travail de 0 à 15 bars, et système à 100 bars par membrane.

Méthode de Haines

Méthode où des échantillons sont placés au contact d’une pierre poreuse saturée en eau et reliée à un réservoir mobile. La différence d’altitude entre la pierre poreuse et le niveau d’eau du réservoir permet un drainage de l’eau de l’échantillon par une différence de charge qui définit la charge matricielle. Tout comme la méthode des chambres à pressions, les échantillons subissent différents paliers de charge et sont pesés afin d’établir la courbe de rétention

Tableau 22 : Techniques pour la réalisation des courbes de rétention au laboratoire


Extracteur à plaques céramiques

Gamme 0-5 bars ou 0-15 bars selon modèle Grande vitesse d’extraction de l’eau et facilité d’utilisation

Extracteurs à membranes cellulosiques

Gamme 0-15 bars ou 100 bars

Sols mesures

Cellule de Tempe Gamme 0-1 bar

Tableau 23 : Outils pour la détermination de courbe de rétention



a) cocotte à pression (15 Bars)

b) conditionnement des échantillons dans les anneaux

c) mise en place des échantillons sur plaque poreuse recouverte de kaolin (5 Bars)

b)

c)

Figure 22 : Chambre à pression

Granulométrie

L’analyse granulométrique permet de déterminer la distribution dimensionnelle en poids des éléments d'un matériau. Pour cela différentes techniques peuvent être retenus selon les matériaux à étudier (Tableau 24).



Nom méthode Principe et limites

Tamisage pour les éléments de dimensions supérieures ou égales à 80 mm

Sédimentométrie pour les éléments de dimensions inférieures à 80 mm.

Diffraction laser Norme NF 13320

Voie sèche ou voie humide. Pour les éléments entre 0,02 µn et 2000 µm au maximum (variable selon les outils)

Analyse d’image Pour les éléments entre 5µm à 5 mm

Tableau 24 : Techniques pour la mesure de la granulométrie au laboratoire

Densité spécifique

La technique de laboratoire majoritairement utilisée est celle du pycnomètre à hélium (Tableau 25).


Pycnomètre à hélium Mesure automatique de la densité des solides: massif, granulaire, pulvérulent, fibreux. Le pycnomètre fournit la mesure du volume. La masse est obtenue par pesée préalable.

Tableau 25 : Technique pour la mesure de la densité apparente au laboratoire

Porosité

Selon le type de technique utilisée, on n’aura pas accès à la même porosité (Tableau 26).

Porosité fermée : c'est la porosité due aux pores ne communiquant pas entre eux ou avec le milieu extérieur ;

Porosité totale : c'est la somme de la porosité efficace et de la porosité fermée ;

Porosité efficace (ouverte) : Cette porosité est celle où l'eau circule et est récupérable

La porosité totale peut également être déduite de la différence entre la densité apparente et la densité réelle mesurée avec un picnomètre à Hélium.



Méthode Type de porosité mesurée Principe

Pesée hydrostatique Totale moyenne

déduites par pesée d’un échantillon intègre (de volume parfaitement définit) après saturation et après séchage.

Porosimètre à mercure

Ouverte Distribution de taille de pore (0,064 à 426 µm)

dispositif classique d'injection de mercure par paliers de pression dans un échantillon de milieu poreux de petite dimension La mesure consiste à relier le volume de mercure qui pénètre dans l'échantillon à chaque palier de pression à la distribution des tailles de pore et la porosité du milieu. L'interprétation de cette mesure est basée sur une hypothèse géométrique de type faisceau de tubes capillaires (modèle de Purcell).

Tableau 26 : Techniques pour la mesure de la porosité au laboratoire

Mesure d’humidité

La teneur en eau du sol est caractérisée par deux paramètres essentiels :

o l'humidité pondérale w,

o l'humidité volumique θµ.

L'humidité pondérale w est la relation de masse entre l'eau contenue dans un échantillon et la matière sèche de cet échantillon.

w = masse d'eau / masse de sol sec

L'humidité volumique est égale au rapport du volume d'eau d'un échantillon sur le volume total de l'échantillon.

θ = volume d'eau / volume total

Pour convertir l'humidité pondérale en humidité volumique et vice versa, la masse volumique de l'échantillon doit être déterminée.

θ = θp * da

Calcul de l'humidité pondérale :

Les échantillons sont prélevés à la tarière car la connaissance du volume de départ n'est pas nécessaire. Les échantillons sont placés en laboratoire dans les boîtes en aluminium et mis à l'étuve, après avoir été pesés. Après une durée de temps de 24



heures à une température de 105° C suffisante par convention à la disparition de l'eau présente sans qu'il y ait décomposition des carbonates. L'humidité pondérale est obtenue en calculant le rapport entre la masse humide, avant que l'échantillon ne soit placé dans l'étuve, et la masse sèche. Le paramètre w est simple à obtenir mais ne peut être interprété puisque, ne prenant pas en compte le facteur volumique, les données ne sont pas comparables.

Calcul de l'humidité volumique :

Elle impose de mesurer la densité apparente pour avoir l'humidité volumique, opération rendue délicate du fait du risque de compression du sol lors de l'échantillonnage qui peut entrainer une surestimation de la densité La mesure de la densité apparente est un préalable nécessaire. Celle-ci s'obtient par prélèvement d'échantillons non remaniés en cylindres sur le terrain.

7.1.1 Chimie

Les méthodes de laboratoire permettant de déterminer la chimie de l’eau sont les mêmes pour la zone saturée et la zone non saturée, la seule différence résidant au niveau des méthodes de prélèvement d’eau utilisées.

Prélèvement d’eau

La réalisation de centrifugation en laboratoire d’échantillons solides prélevés sur site peut permettre de récupérer des eaux interstitielles pour les analyser.

pH du solide

La mesure du pH se fait selon la norme ISO 10390.

Comportement à la lixiviation

De nombreuses normes existent pour encadrer la réalisation de tests de lixiviation. Si la plupart d’entre elles ont été écrites pour les déchets (Tableau 27) (avec de nombreuses normes encore expérimentales,(Tableau 28), les premières normes sols voient progressivement le jour (Tableau 29).



Essai statiques

NF EN 12457-1 (décembre 2002) Indice de classement : X30-402-1 Statut : Norme homologuée Titre : Caractérisation des déchets - Lixiviation - Essai de conformité pour lixiviation des déchets fragmentés et des boues - Partie 1 : essai en bâchée unique avec un rapport liquide-solide de 2 l/kg et une granularité inférieure à 4 mm (sans ou avec réduction de la granularité) Annule et remplace : XP X31-210:199805 (X31-210)

NF EN 12457-2 (décembre 2002) Indice de classement : X30-402-2 Statut : Norme homologuée Titre : Caractérisation des déchets - Lixiviation - Essai de conformité pour lixiviation des déchets fragmentés et des boues - Partie 2 : essai en bâchée unique avec un rapport liquide-solide de 10 l/kg et une granularité inférieure à 4 mm (sans ou avec réduction de la granularité) Annule et remplace : XP X31-210:199805 (X31-210)

NF EN 12457-3 (décembre 2002) Indice de classement : X30-402-3 Statut : Norme homologuée Titre : Caractérisation des déchets - Lixiviation - Essai de conformité pour lixiviation des déchets fragmentés et des boues - Partie 3 : essai en bâchée double avec un rapport liquide-solide de 2 l/kg et de 8 l/kg pour des matériaux à forte teneur en solides et une granularité inférieure à 4 mm (sans ou avecréduction de la granularité) Annule et remplace : XP X31-210:199805 (X31-210)

NF EN 12457-4 (décembre 2002) Indice de classement : X30-402-4 Statut : Norme homologuée Titre : Caractérisation des déchets - Lixiviation - Essai de conformité pour lixiviation des déchets fragmentés et des boues - Partie 4 : essai en bâchée unique avec un rapport liquide/solide de 10 l/kg etune granularité inférieure à 10 mm (sans ou avec réduction de la granularité) Annule et remplace : XP X31-210:199805 (X31-210)

Essai dynamique

NF CEN/TS 14405 (juillet 2005) Indice de classement : X30-465 Statut : Norme homologuée Titre : Caractérisation des déchets - Essai de comportement à la lixiviation - Essai de percolation ascendant (dans des conditions spécifiées)

Tableau 27 : Normes déchets



XP CEN/TS 14429 (mai 2006) Indice de classement : X30-458 Statut : Norme expérimentale Titre : Caractérisation des déchets - Essais de comportement à la lixiviation - Influence du pH sur la lixiviation avec ajout initial d'acide/base

XP CEN/TS 14997 (décembre 2006) Indice de classement : X30-459 Statut : Norme expérimentale Titre : Caractérisation des déchets - Essais de comportement à la lixiviation - Influence du pH sur la lixiviation avec contrôle continu du pH

XP CEN/TS 15364 (septembre 2006) Indice de classement : X30-361 Statut : Norme expérimentale Titre : Caractérisation des déchets - Essais de comportement à la lixiviation - Essai de capacité de neutralisation acide et basique

XP X30-410 (avril 2000) Indice de classement : X30-410 Statut : Norme expérimentale Titre : Déchets - Essai de lixiviation d'un déchet solide massif granulaire Annule et remplace : XP X30-410:199708 (X30-410)

XP X30-417 (mai 2002) Indice de classement : X30-417 Statut : Norme expérimentale Titre : Déchets - Guide d'orientation pour le choix d'un essai de lixiviation d'un déchet Annule et remplace : XP X30-417:199708 (X30-417)

XP X31-211 (avril 2000) Indice de classement : X31-211 Statut : Norme expérimentale Titre : Déchets - Essai de lixiviation d'un déchet solide initialement massif ou généré par un procédéde solidification Annule et remplace : X31-211:199408 (X31-211)

Tableau 28 : Normes expérimentales déchets

PR NF ISO 18772 (octobre 2006) Indice de classement : X31-623PR Statut : Norme homologuée Titre : Qualité du sol - Lignes directrices relatives aux modes opératoires de lixiviation en vue d'essaischimiques et écotoxicologiques ultérieurs des sols et matériaux du sol Date de clotûre de l'enquête probatoire : octobre 2006 Date cible de publication : mai 2008

PR NF ISO 21268-1 (septembre 2004) Indice de classement : X31-607-1PR Statut : Norme homologuée Titre : Qualité du sol - Modes opératoires de lixiviation en vue d'essais chimiques et écotoxicologiquesultérieurs des sols et matériaux du sol - Partie 1 : essai en bâchée unique avec un rapport liquide/solide de 2 l/kg de matière sèche Date de clotûre de l'enquête probatoire : septembre 2004 Date cible de publication : juillet 2007



PR NF ISO 21268-2 (septembre 2004) Indice de classement : X31-607-2PR Statut : Norme homologuée Titre : Qualité du sol - Modes opératoires de lixiviation en vue d'essais chimiques et écotoxicologiquesultérieurs des sols et matériaux du sol - Partie 2 : essai en bâchée unique avec un rapport liquide/solide de10 l/kg de matière sèche Date de clotûre de l'enquête probatoire : septembre 2004 Date cible de publication : juillet 2007*

PR NF ISO 21268-3 (décembre 2004) Indice de classement : X31-607-3PR Statut : Norme homologuée Titre : Qualité du sol - Modes opératoires de lixiviation en vue d'essais chimiques et écotoxicologiques ultérieurs des sols et matériaux du sol - Partie 3 : essai de percolation à écoulement ascendant Date de clotûre de l'enquête probatoire : décembre 2004 Date cible de publication : juillet 2007

PR NF ISO 21268-4 (décembre 2006) Indice de classement : X31-607-4PR Statut : Norme homologuée Titre : Qualité du sol - Modes opératoires de lixiviation en vue d'essais chimiques et écotoxicologiquesultérieurs des sols et matériaux du sol - Partie 4 : influence du pH sur la lixiviation avec ajout initial d'acide/base Date de clotûre de l'enquête probatoire : décembre 2006 Date cible de publication : mai 2008

Tableau 29 : Normes sol

A.4.3. DONNEES BIBLIOGRAPHIQUES

A.4.3.1. Hydrique

Perméabilité

Les caractéristiques granulométriques et notamment les valeurs du d10 (diamètre de particules représentant 10 % du poids total de l’échantillon inférieur à ce diamètre) permettent d’approcher les valeurs de porosité et de conductivité hydraulique à saturation des matériaux d’après la littérature US Geological Survey dans [Castany, 1982], ou à l’aide de formules empiriques faisant intervenir le diamètre efficace des particules d10 et la porosité, telles que celles d’Allen Hazen, Slichter, Terzaghi, etc [Shoeller, 1955]. Ces ordres de grandeur sont présentés dans le Tableau 30.



Type de sédiments d10 (mm)

ε (%)

Ks (m.s-1)

εeff (%)

Gravier moyen 2,5000 45 3.10-1 40 Sable gros 0,2500 38 2.10-3 34 Sable moyen 0,1250 40 6.10-4 30 Sable fin 0,0900 40 7.10-4 28 Sable très fin 0,0450 40 2.10-5 24 Sable silteux 0,0050 32 1.10-9 5 Silt 0,0030 36 3.10-8 3 Silt argileux 0,0010 38 1.10-9 - Argile 0,0002 47 5.10-10 -

Tableau 30 : Valeurs de porosité totale et de conductivité hydraulique estimées à partir de la granulométrie de sédiments [Castany, 1982]

Ces données indiquent que des sédiments différents ayant des porosités totales identiques peuvent avoir des conductivités hydrauliques légèrement différentes. Ceci étant dû au type d’eau non mobilisable (eau de rétention) présent dans les pores du matériau, alors que la conductivité hydraulique ne concerne que l’eau mobilisable dans les pores (eau gravitaire) d’où l’importance de la connaissance de la porosité efficace εeff dans l’étude des écoulements dans un milieu poreux.

Courbe de rétention

Lorsque la courbe expérimentale ne peut être établie, d’autres caractéristiques du sol telles que la granulométrie, le pourcentage de matière organique, la densité apparente du sol peuvent être utilisées :

o pour estimer les paramètres de formes et de normalisation,

o pour établir une courbe de rétention calculée (fonction de pédotransfert).

Relation distribution granulométrique/courbe de rétention

Haverkamp et al (1999) s’appuient sur la théorie de la similitude géométrique et montrent qu’il est possible de relier la courbe de rétention modélisée par Van Genuchten (condition de Mualem) en 1980 à la distribution de pores dans le sol. Comme il est possible de relier la distribution de pores dans le sol à la courbe granulométrique du matériau composant le sol, Haverkamp et al (1999) définissent le lien entre la courbe granulométrique et la courbe de rétention. Cette méthode reste actuellement restrictive dans le sens où seuls les paramètres m et n de l’équation de van Genuchten peuvent être estimés. Ainsi pour établir la courbe de rétention en eau, le paramètre de normalisation hg (du modèle de van genuchten-Mualem, 1980) doit



être connu en sachant que Haverkamp et al (1999) définissent θs = 0,92 ε (θs teneur en eau volumique à saturation, ε : porosité totale).

Fonction de PédoTransfert (FTP)

Les FPT ont été mises en place pour estimer la teneur en eau en fonction de caractéristiques des sols (granulométrie, teneur en matière organique, densité apparente sèche, etc) à des valeurs particulières de potentiel matriciel. Celles-ci font intervenir différents coefficients empiriques selon les auteurs. Certaine de ces FPT ont fait l’objet de validation sur une multitude de sols d’origine pédologique différente, et notamment sur des sols allemands, sur des sols de l’Oklahoma aux Etats Unis par Williams et al (1992), sur des sols belges par Vereecken et al (1989), sur des sols du sud-ouest de la France par Arrouays et al (1993) ou encore sur la base de données des sols de l’USDA par Kern (1995).

Carsel et Parrish (1988) ont compilé des données de sols disponibles aux Etats-Unis pour définir suivant 12 classes de textures, les paramètres (moyenne et écart-type) spécifiques aux lois hydrodynamiques (succion/teneur en eau et perméabilité/teneur en eau).

Au travers de la bibliographie quelques valeurs caractéristiques de certains types de matériaux ont pu être recensées (Tableau 31).

Type de matériaux θres (%)

θsat (%) 1-m θ (%) pF 1/α

(cm) Ksat (m/s)

Alluvions quaternaires de surface 3,44 47,16 0,665 38,1 1,9 79,43 1,7 10-9

Alluvions quaternaires profonds 2,45 33,95 0,626 26,76 2,1 125,89 5,5 10-8

Limons quaternaires 4 42,05 0,7703 36,45 1,95 89,13 3,4 10-10

Craie altérée 3 37,35 0,716 31,21 2,1 125,89 2,9 10-8

Tableau 31 : Calage des paramètres de van Genuchten pour 4 matériaux dans le nord de la France (Noyer, 2003)

La méthode « BEST » (Beerkan Estimation of Soil pedo Transfer parameters) a été mise au point par le LTHE (Lassabatère et al., 2006) pour permettre la détermination complète des courbes (rétention h(θ) et conductivité hydraulique k(θ)) à partir de la détermination de la distribution de taille des particules des sols et d’essais d’infiltration in situ. Les données nécessaires sont les caractéristiques du sol : la granulométrie du sol, sa masse volumique apparente, les teneurs en eau initiale et à saturation, et des caractéristiques de l’essai d’infiltration : rayon du disque et pression imposée. Les paramètres de sortie : la conductivité hydraulique à saturation, la sorption, le coefficient d’échelle, le diamètre de pores hydrauliquement actifs, les paramètres de forme de la courbe de rétention (selon le modèle de Van Genuchten, 1980), et le paramètre de



forme de la courbe de conductivité hydraulique (selon la courbe de Brooks et Corey, 1964).

θsat m n Ksat (mm/s) η

Sol agricole (Roujan) 0,33 0,089 2,2 4,79 10-3 13,2 Sol sableux (Chernobyl) 0,314 0,327 2,97 1,03 10-2 5,06

Dépôt fluvioglaciaire (Site exp. Django Reinhardt) 0,4 0,246 2,65 6,33 10-2 6,07

Tableau 32 : Calage des paramètres de la courbe de rétention et de la perméabilité pour 3 matériaux (Lassabatère, 2006)

On peut également estimer cette relation à partir de données sur la texture du sol et d'une table de référence (Hanks, 1992)

Ruissellement

Le coefficient de ruissellement est fonction à la fois de la pente du terrain et de la couverture de celui-ci (Tableau 33).

Type de recouvrement du sol Bois Prés, champs cultivés Sol nus Rochers

Toiture, parking, route…

Coefficient de ruissellement 0,1 0,2 0,5 0,7 0,9

Tableau 33 : Variation du coefficient de ruissellement selon le type de couverture

A.4.3.2. Chimie

Pour la modélisation généralisée avec chimie simplifiée

Des bases avec des valeurs de référence de Kd sont disponibles (USEPA, 1999a)

Pour la modélisation géochimique :

Un certain nombre de base de données géochimiques sont disponibles, chacune ayant des spécificités.



Nom Origine Spécificité

tdbvit0.tdb Le "Data0 Dataset" de Wolery et al

Les bases d'Helgeson/Wolery sont dédiées aux géochimistes spécialisés. Elles sont très complètes, notamment en ce qui concerne les phases minérales, et bien adaptées aux températures élevées

eq36.tdb La base du Lawrence Livermore National Laboratory (LLNL)

chess.tdb une base légèrement réduite par rapport à la base complète du LLNL, mais enrichie avec différentes phases colloïdales et organiques

minteq.tdb

La base MINTEQA2, dérivée des bases MINEQL et WATEQ3

phreeqc.tdb La base PHREEQC

wateq4f.tdb La base WATEQ4F

Ces bases visent plus la subsurface, i.e. basses températures et riche en molécules complexantes (in)organiques. Ces bases sont, par contre, beaucoup moins complètes que celles du premier groupe pour les minéraux.

Tableau 34 : Quelques bases géochimiques



Annexe 5

Lixiviation, changement d’échelle et prévision du comportement des ETM : synthèse des résultats

du projet LIMULE



Le projet LIMULE (BRGM, Ademe, INSA, Guyonnet et al., 2006) a permis d’étudier, pendant une période de temps significative (18 mois de mesure), la lixiviation d’un déchet de résidu de procédé thermique (RPT), mélangé avec un sable de Loire, Le but final du projet est l’étude des possibilités d’extrapolation du comportement environnemental d’une échelle à une autre.

Changement d’échelle :

Des lixiviations ont été réalisées à plusieurs échelles distinctes (Tableau 35) et dans différentes conditions de percolation.

Echelle d’étude Infiltration (cm/j)

Conditions d’infiltrations Durée L/S

atteint Colonne de percolation ascendante (30cm) 15 contrôlées 2

mois 20

Casier lysimétrique intérieure (1 m) 0,55 contrôlées 590 j 2,5

Casier lysimétrique extérieure (2m)

0,11 (en moyenne) Naturelles 610 j 0,5

Grande colonne (5m) 3,8 contrôlées 580 j 3*

Tableau 35 : Caractéristiques des expérimentations en écoulements dynamiques, (projet LIMULE, Guyonnet et al., 2006)

* en sortie, mais jusqu’à 24 dans les bougies poreuses

La représentation graphique des données (Figure 23) mesurées aux différentes échelles en fonction du ratio L/S montre que dans le cas des sels solubles, la bonne correspondance entre les différentes échelles suggère que ce ratio L/S puisse être utilisé comme un outil d’extrapolation entre les échelles. Une correspondance très satisfaisante est également observée pour certains éléments traces comme le Ba et le Sr. La capacité du ratio L/S à permettre une extrapolation entre scénarios percolants pour le cas des éléments non-réactifs, ne semble pas avoir été influencée par les différentes conditions d’écoulement (saturé / non-saturé) expérimentées dans le cadre du projet (Crest et al., 2005).



a b

1

100

10000

0 1 2 3 4L/S

Na

(mg/

L)

Na -col.laboNa -col5mNa -intNa -ext

1

100

10000

0 1 2 3 4L/S

K (m

g/L)

K -col.labo

K -col5m

K -int

K -ext

c d

1

100

10000

1000000

0 1 2 3 4L/S

Cl (

mg/

L)

Cl -col.labo

Cl -col5m

Cl -int

Cl -ext

1

100

10000

0 1 2 3 4L/S

Ca

(mg/

L)

Ca -col.laboCa -col5m

Ca -intCa -ext

Figure 23 : Comparaison entre les résultats issus des différentes expérimentations Na, K, Cl et Ca (Guyonnet et al., 2006)

Pour les éléments réactifs, par contre, dès lors que des cinétiques de réaction deviennent prédominantes, alors le ratio L/S ne permet plus de passer d’une échelle à une autre (Figure 24). C’est le cas notamment pour l’aluminium et le chrome, deux éléments qui sont reliés par des réactions d’oxydo-réduction ; oxydation de l’aluminium métal et réduction de Cr(VI) en Cr(III), ces réactions étant gouvernées par des cinétiques spécifiques. Des divergences se rencontrent également pour les sulfates et la silice.



Figure 24 : Comparaison entre les résultats issus des différentes expérimentations SO4, Al, SiO2, Cr (Guyonnet et al., 2006)

Pour les éléments réactifs, par contre, dès lors que des cinétiques de réaction deviennent prédominantes, alors le ratio L/S ne permet plus de passer d’une échelle à une autre (Figure 24). C’est le cas notamment pour l’aluminium et le chrome, deux éléments qui sont reliés par des réactions d’oxydo-réduction ; oxydation de l’aluminium métal et réduction de Cr(VI) en Cr(III), ces réactions étant gouvernées par des cinétiques spécifiques. Des divergences se rencontrent également pour les sulfates et la silice.

L’exercice souligne également les limites des essais de traçage effectués avec des traceurs exogènes destinés à préciser les paramètres hydrodynamiques du déchet, car ces traceurs ne « voient » pas nécessairement certaines microporosités qui ont néanmoins une influence directe sur le comportement des solutés endogènes (les solutés libérés par la matrice du déchet).

Progresser sur la prévision du comportement des ETM :

Le modèle couplé géochimie transport utilisé lors du projet LIMULE (PHREEQC) a montré qu’il était un bon outil d’aide à la compréhension du comportement du système, avant d’être un véritable outil prédictif. Néanmoins, des progrès rapides sont actuellement en cours pour ce qui concerne cette capacité prédictive. Dans tous les cas elle doit s’appuyer sur une caractérisation détaillée du déchet (voir notamment Kosson et al., 2002, recommandé par la norme EN 12920). Dans ce rapport, il est illustré notamment comment les résultats de l’essai TS 14429 (essai « ANC ») peuvent guider la modélisation prédictive. En effet, en sollicitant le déchet dans une large



gamme de valeurs de pH, la réponse observée en termes de mise en solution des éléments potentiellement polluants, fournit une information très précieuse pour le choix de l’assemblage minéralogique à considérer dans la modélisation. En couplant cette information avec les observations minéralogiques, on peut mieux contraindre la modélisation et améliorer sa capacité prédictive.

Il semblerait, au titre des perspectives, qu’il serait utile d’imaginer une procédure (essai « batch » réalisé à un ratio L/S très faible ou extrapolation à partir de l’essai dynamique) qui permette d’appréhender une concentration maximale, pour le cas des sels solubles, qui soit plus représentative des conditions de terrain.

Face à la complexité du comportement du terme source pour le cas des éléments réactifs, se pose la question de l’utilisation pratique de l’essai normalisé de percolation ascendante pour une prévision de l’émission de ces éléments. Comme il a été vu plus haut, les courbes de restitution des éléments réactifs sont décalées en L/S. Pour le projet LIMULE (Guyonnet et al., 2006), plusieurs pistes pourraient être envisagées pour pallier aux insuffisances de l’essai de percolation ascendante :

• Pour un déchet donné et dans le cas idéal, une expérimentation à l’échelle semi-pilote pourrait être réalisée en tenant compte des caractéristiques de l’ouvrage en grandeur réelle (géométrie, scénario de percolation...). Mais cette voie risque de se heurter dans de nombreux cas à des difficultés de délais et de coûts et il conviendrait donc de procéder par étapes successives : si la caractérisation par essais batch et essai de percolation ascendante montre qu’il y a des enjeux en terme de risques, alors une phase pilote, c’est à dire à une échelle plus représentative du terrain, pourra être envisagée.

• On peut envisager également d’effectuer en laboratoire deux essais (au lieu d’un seul), dans deux conditions différentes, fournissant ainsi des premiers éléments d’extrapolation. En parallèle à la colonne réalisée dans les conditions de la norme, une deuxième colonne de percolation ascendante serait effectuée avec une vitesse de percolation divisée par deux et sur une hauteur divisée également par deux pour éviter de rallonger la durée de l’essai. La comparaison entre les deux essais devrait fournir une information directe sur la capacité du ratio L/S à permettre l’extrapolation.

• Une autre voie consisterait à modifier les conditions de l’essai de percolation ascendante de manière à être certain de se placer du côté « majorant ». Ces modifications pourraient porter sur la température (des températures plus élevées accélérant les cinétiques des réactions) ou sur les conditions de pH (en fonction de la nature du déchet et des résultats des essais en batch).

Mais dans tous les cas, l’expérimentation devra nécessairement être menée en parallèle à l’effort de modélisation, car il ne faut pas perdre de vue que la vocation de ces expérimentations est de permettre une évaluation d’un impact potentiel sur le sous-sol et les eaux souterraines. Or une telle évaluation passe nécessairement par une phase de modélisation, qui doit être capable de tenir compte du comportement des polluants émis par le déchet dans les calculs de transfert dans le milieu souterrain.



Annexe 6

Base de données géographique des sols de France (INRA, Orléans)



Annexe 7

Contexte hydrogéologique potentiel sous les sites pollués en France (Callier, 1996)



Cette première classification était volontairement simpliste (critère binaire) :

• Source : o 2 types : décharge et dépôt ou sol pollué o 2 localisations : en surface ou enfoui

• Substratum du site o Type de formation : argileux (peu perméable) ou aquifère (perméable) o Puissance de la formation : peu épaisse à épaisse o Aquifère :

Formation meubles ou compactes Porosité : poreux fissuré ou karstique Type d’aquifère : libre ou captif

• Conditions particulières du site o Topographie o Direction et vitesse d’écoulement (aquifère) o Captage modifiant l’écoulement



Formation argileuse



Formation argileuse sur nappe captive en charge contenue dans des roches meubles ou compactes : contexte en creux en haut

Formation argileuse sur nappe captive en charge contenue dans des roches meubles ou compactes sous l’influence d’un pompage



Formation argileuse peu épaisse sur une nappe captive en charge contenue dans des roches meubles ou compactes : nappe non jaillissante en haut, nappe jaillissante en

bas

Formation argileuse épaisse située sur une nappe libre continue dans des roches compactes ou meubles



Formation aquifère compacte ou formation argileuse peu épaisse située sur une nappe libre continue dans des roches compactes

Topographie en creux dans des roches compactes ou meubles contenant une nappe libre (doline, carrière, vallon)

Formation aquifère de roche meuble contenant une nappe libre



Zone de résurgence

Formation aquifère hétérogène meuble



Formation aquifère libre, meuble ou compacte, surmontant une nappe captive sous influence d’un pompage proche

Formation aquifère libre perchée



Formations à dominante argileuse présentant des alternances poreuses ou fissurées

Formation aquifère à nappe libre surmontant une autre nappe libre



Annexe 8

Carte de vulnérabilité

Caphéine : rapport d’avancement

179

Pour le Brgm (Martin et Maget, 2004), la vulnérabilité correspond à une notion de vitesse de propagation de la pollution vers et dans la nappe d’eau souterraine. Elle caractérise la plus ou moins grande capacité de « défense » d’une nappe vis-à-vis d’une pollution. La vulnérabilité est souvent étudiée au travers de 5 paramètres hydrogéologiques (pluie efficace, pente du terrain, profondeur des nappes, couverture imperméable, classe de perméabilité des aquifères).

Pour l’INRA, La vulnérabilité caractérise l’aptitude d’une ressource en eau à être atteinte par une pollution. Elle est fonction des facteurs du milieu qui déterminent les grands types de circulation d’eau et de l’occupation du sol. A.8.1. Généralités Les cartes de vulnérabilité ont été initiées en France en 1975 (Albinet et Margat, 1975). Ces cartes sont en plein développement actuellement. Elles constituent une base d’informations essentielles pour la gestion des ressources en eau, pour l’évaluation des risques de pollution des nappes et la mise en place de mesures destinées à la prévention des pollutions accidentelles.

Il existe actuellement plus d’une vingtaine de méthode pour l’évaluation de la vulnérabilité des eaux souterraines.

Basé sur différents concepts, on y retrouve cependant un certain nombre de critères communs comme :

• la recharge (pluviométrie efficace annuelle) • le type de sol (essentiellement sa perméabilité) • l’épaisseur de la zone non saturée • le type de zone saturée (fissuré, poreux, karstique) • la topographie (prise en compte du ruissellement)

La méthode la plus utilisée est la méthode Drastic (Aller et al., 1987). C’est une méthode de cotation numérique (classes pondérées) développée par l’Agence américaine de protection de l’environnement (E.P.A.). Les paramètres pris en considération pour l’établissement d’une telle carte sont : D (depth to water), la profondeur de l’eau ; R (net recharge), la recharge annuelle ; A (aquifer media), le milieu aquifère : S (Soil Media), le type de sol ; T (Topography), la topographie ; I (Impact of the vadose Zone media), l’impact de la zone non saturée et C (Hydraulic Conductivity), la conductivité hydraulique. Plus la propriété est considérée comme sensible et plus la classe qui lui est attribuée est élevée et plus la nappe sera vulnérable (Tableau 36).

L’indice de vulnérabilité I s’exprime alors comme la somme des poids de chaque paramètre multiplié par leur note.

i

C

Di notepoidsI ×= ∑



Symbole paramètre Propriétés Poids classe note

0 à 1,5 m 10

1,5 à 4,5 m 9

4,5 à 9 m 7

9 à 15 m 5

15 à 23 m 3

23 à 30 m 2

D Profondeur de la nappe Plus cette profondeur est élevée, plus le contaminant met de temps pour atteindre la surface piézométrique

5

> 30m 1

0 à 50 mm 1

50 à 100 mm 3

100 à 175 mm 6

175 à 225 mm 8

R Recharge nette Véhicule principal pour le transport du contaminant. Plus cette recharge est grande plus le risque de contamination est élevé

4

0> 225 mm 9

Massive shale 1 à 3

Métamorphique 2 à 5

Métamorphique altéré – grès 3 à 5

Calcaire massif 4 à 9

Grès massif 4 à 9

Sable et gravier 4 à 9

basalte 2 à 10

A Lithologie de l’aquifère Caractérisée par la granulométrie, plus celle-ci est fine plus le piégeage du polluant est grand 3

Calcaire karstique 2 à 10

Mince ou absent 10

gravier 10

sables 9

S Sol Plus le sol est riche en argile, plus l’absorption des métaux lourds est importante, plus la protection de l’aquifère est grande

2

Limons sableux 6



limons 4

Limons silteux 3

argiles 1

0 à 2 ° 10

2 à 6° 9

6 à 12° 5

12 à 18 ° 3

T Topographie Plus la pente est grande, plus le ruissellement des eaux est important et par conséquent la contamination des eaux souterraines est faible

1

> 18 ° 1

Silt et argile 2 à 6

schiste 2 à 6

calcaire 2 à 5

grès 2 à 7

Sable et gravier 4 à 8

Sable et gravier avec passage silt et argile 4 à 8

basalte 2 à 10

I Zone non saturée

Son impact est déterminé à partir de la texture des terrains qui la constituent. La percolation du polluant jusqu’à la surface piézométrique est d’autant plus grande que cette texture est favorable

5

Calcaire karstique 8 à 10

1,5 10-7 à 5 10-5 m/s 1

5 10-7 à 15 10-5 m/s 2

15 10-5 à 33 10-5 m/s 4

33 10-5 à 5 10-4 m/s 6

5 10-4 à 9,5 10-4 m/s 8

C Perméabilité Plus ce paramètre est grand, plus le transfert du polluant est rapide 3

> 9,5 10-4 m/s 10

Tableau 36 : Classe et poids des différents critères retenus dans la Méthode DRASTIC



A.8.2. Application sur le territoire Français Des démarches similaires pour estimer la vulnérabilité des nappes pour divers territoires en France sont en cours, certaines étant déjà terminées. Ces cartes sont disponibles via le site du Brgm (pour certaines cartes) ou via les sites des DIREN, des DRIRE et des agences de l’eau.

La réalisation de ces cartes de vulnérabilité s’inscrit dans le cadre de la directive cadre sur l’eau, afin de définir les réseaux de surveillances et les programmes de mesures. Certaines cartes sont plus particulièrement dédiées aux pollutions diffuses d’origine agricole. Actuellement, les cartes de vulnérabilité de prennent pas en compte de différentiation selon le type de pollution, l’essentiel de la démarche étant basé sur des critères de transport hydrique et non sur des critères d’interactions chimiques ou biologiques.

L’établissement des cartes de vulnérabilité prend généralement en compte un certain nombre de paramètres directement liée à la zone non saturée : Epaisseur, nature pédologique, type de porosité/perméabilité et de paramètres « externe » : pluviométrie efficace, pente (Figure 25).

Pluie efficace

Pluie efficace


Zone saturée

K - Porosité

K - Fissure

HZNS

HZNS

Couche imperméable

Pluie efficace

Pluie efficace


Zone saturée

K - Porosité

K - Fissure

HZNS

HZNS

Couche imperméable

Figure 25 : Critères relatifs à l’importance de la prise en compte de la zone non saturée

Néanmoins, en France pour chaque région (qui possède des spécificités hydrogéologiques particulières) les critères retenus sont variables.

Ainsi pour la vulnérabilité de la nappe à Marie-Galante qui présente une spécificité liée à la présence de terrains volcaniques, les critères, les classes et les facteurs de pondérations ont été adaptés (Tableau 37,Tableau 38), pour aboutir à la carte de vulnérabilité de la principale nappe de l’ile (Figure 26).



Tableau 37 : Classification et indexation des critères de vulnérabilité intrinsèques : Marie Galante (Bezelgues et al., 2006)

Tableau 38 : Pondération des critères de vulnérabilité intrinsèques : Marie galante (Bezelgues et al., 2006)



Figure 26 : Carte de vulnérabilité de la nappe principale de Marie-galante (Bezelgues et al., 2006)

En Franche Comté, la méthode mise en place RISK est également une méthode multicritère. La problématique dans cette région étant relative aux aquifères karstiques, les 4 critères retenus sont : R (pour la Roche aquifère), I (pour les conditions d’Infiltration), S (pour le Sol et la couverture protectrice) et K (pour le degré de développement de la Karstification), chaque critère étant divisé en classe (Dörfliger et al., 2004).



Annexe 9

Couplage entre les cartes de vulnérabilité et l’implantation des sites BASIAS considérés comme les plus polluants : cas de la région

Centre (Saphar, 2006)



Carte du Loiret



Carte de l’Indre et Loire



Carte Loir et Cher



Carte de l’Eure et Loire



Carte de l’Indre



Annexe 10

Questionnaire à destination des DRIRE



Un des objectifs du projet Caphéine (projet Ademe) est d’aboutir à une méthodologie permettant de préciser les contextes (fonction de la typologie des sites, des polluants, de la géologie et de l’hydrologie) dans lesquels il est utile de prendre en compte la zone non saturée des sites (zone située entre la surface du sol et la surface de la nappe libre) dans l’évaluation des transferts dans le sous-sol des contaminants. Le projet visera à préciser les paramètres à acquérir du point de vue hydrologéologique, chimique et biologique pour mieux caractériser la zone non saturée quand cela est utile. Les méthodes existantes pour acquérir ces paramètres et la façon de les intégrer aux modèles seront également discutées.

Le but de ce questionnaire est de savoir quand et comment est actuellement prise en compte la ZNS sur les sites industriels dans les études de risques (risque eaux souterraines).

Le projet se focalise sur le transfert des métaux et métalloïdes.

Dans les études de risque pour les eaux souterraines (anciennement EDR –eau) qui vous sont soumises par les exploitants :

La zone non saturée est-elle évoquée ?

……………………………………………………………………………………………………

L’épaisseur de la zone non saturée est-elle connue (battement de nappe) ?

……………………………………………………………………………………………………

Si la zone non saturée est prise en compte, à quel niveau est-ce fait ? :

Par la réalisation de mesures sur site (humidité, infiltration, perméabilité…) pour la

caractérisation du transport (vitesse de propagation de l’eau), lesquelles, quand,

comment :

……………………………………………………………………………………………………



Par la réalisation de tests en laboratoire (test de lixiviation…) pour la caractérisation

des capacités de relargage et de rétention des polluants dans la zone non saturée,

lesquels, quand, comment

……………………………………………………………………………………………………

Par sa prise en compte dans les modèles numériques, lesquels, quand, comment

……………………………………………………………………………………………………

Si la zone non saturée n’est pas évoquée, est-ce dû selon vous ? :

À une démonstration de la non pertinence de sa prise en compte

……………………………………………………………………………………………………

A une non demande des donneurs d’ordre, des maîtres d’ouvrage, et/ou à une non

proposition de la part de bureau d’études

……………………………………………………………………………………………………

Eprouvez-vous le besoin d’information sur cette problématique ou est-ce accessoire pour vous ?

……………………………………………………………………………………………………



Annexe 11

Questionnaire à destination des Bureaux d’Etudes



Un des objectifs du projet Caphéine (projet Ademe) est d’aboutir à une méthodologie permettant de préciser les contextes (fonction de la typologie des sites, des polluants, de la géologie et de l’hydrologie) dans lesquels il est utile de prendre en compte la zone non saturée des sites dans l’évaluation des transferts des contaminants. Le projet visera à préciser les paramètres à acquérir du point de vue hydrologique, chimique et biologique pour sa prise en compte. Les méthodes existantes pour acquérir ces paramètres et la façon de les intégrer aux modèles seront développées

Le but de ce questionnaire est de savoir quand et comment est actuellement prise en compte la ZNS sur les sites industriels dans les études d’impact sur les eaux souterraines.

Ce projet se focalise sur le transfert des métaux et métalloïdes.

Caractérisation in situ

Eaux dans la zone non saturée

Réalisez-vous des prélèvements d’eau dans la zone non saturée ?

……………………………………………………………………………………………………

Si oui, quels modes de prélèvement utilisez-vous ?

……………………………………………………………………………………………………

Quels paramètres chimiques déterminez-vous sur ces eaux en général en plus des polluants recherchés ?

Systématique Occasionnel Jamais pH EH conductivité anions Cations majeurs Carbone organique Autre



Paramètres hydriques et hydrodynamiques

Déterminez-vous in situ les caractéristiques suivantes ?

Systématique Occasionnel Jamais Technique utilisée Humidité Succion Infiltration Perméabilité Autres

Caractérisation au laboratoire

Paramètres physico-chimiques du solide :

Systématique Occasionnel Jamais pH Capacité d’échange cationique Carbonate Carbone organique Granulométrie Teneur en eau Eléments majeurs totaux Forme du fer Phosphate Cations échangeables Autre



Minéralogie/phases porteuses/spéciation des polluants :

Systématique Occasionnel JamaisDRX Extractions chimiques séquentielles Extractions chimiques simples MEB-EDS Infra-rouge Surface spécifique Autre

Paramètres hydriques :

Systématique Occasionnel Jamais Porosité totale Porosité efficace Densité apparente Courbe rétention/pF Perméabilité à saturation Autre



Comportements des polluants :

Systématique Occasionnel Jamais Norme Test de lixiviation en batch Test de lixiviation ascendante

Test à pH imposé Mesure de Kd en batch Mesure de Kd en colonne Autre

Au cours de ces essais, quels paramètres suivez-vous dans les eaux de lixiviation ?

……………………………………………………………………………………………………

Modélisation

Disposez-vous d’outil de modélisation de la zone non saturée ?, de code couplé

géochimie-transport ?

……………………………………………………………………………………………………

Prenez-vous en compte la ZNS dans votre modélisation, si oui, en 1D, en 2D, ou 3D ?

……………………………………………………………………………………………………

Avec quelles données alimentez-vous le modèle : données de site, données

bibliographiques, pour quels paramètres ?

………………………………………………………………………………………………

Centre scientifique et technique

Service EPI/SSP 3, avenue Claude-Guillemin

BP 36009 – 45060 Orléans Cedex 2 – France – Tél. : 02 38 64 34 34

caphéine : caractérisation des phenomènes de …infoterre.brgm.fr/rapports/rp-56024-fr.pdf ·...

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