etude de la dépollution des sols par extraction sous pression...

N° d’ordre 2009-ISAL-0107 Année 2009

THESE

ETUDE DE LA DEPOLLUTION DES SOLS PAR EXTRACTION SOUS PRESSION REDUITE. APPLICATION AU TRAITEMENT DES COV

Présentée devant L’Institut National des Sciences Appliquées de Lyon

Pour obtenir Le grade de Docteur

Formation doctorale : Sciences de l’Environnement Industriel et Urbain

………………………………………… École doctorale : Chimie, Procédés, Environnement

Par Otmane BOUDOUCH

Soutenue le 10 décembre 2009 devant la Commission d’examen Jury

BARNA Ligia Professeur (INSA de Toulouse), Rapporteur BENADDA Belkacem Professeur (INSA de Lyon), Directeur de thèse DUBUJET Philippe Professeur (ENISE de Saint-Etienne), Rapporteur GOURDON Rémy Professeur (INSA de Lyon) KACEM Mariem Maître de Conférences (ENISE de Saint-Etienne) Invités Emmanuel Vernus Co-Directeur (INSAVALOR, POLDEN) Laboratoire de recherche Laboratoire de Génie Civil et d'Ingénierie Environnementale (INSA de Lyon)

INSA de Lyon – BOUDOUCH Otmane a

REMERCIEMENTS

Ce travail a été effectué au sein du Laboratoire de Génie Civil et d’Ingénierie Environnementale de l’Institut National des Sciences Appliquées de Lyon. Je tiens à remercier en tout premier lieu et à témoigner toute ma reconnaissance à mon directeur de thèse Professeur Belkacem BENADDA pour sa patience, son soutien et son aide tout au long de ce travail. Il a su me guider dans mes réflexions et questionnements et a su m’encadrer tout en me laissant libre de mes choix. J’espère qu’il trouvera ici le témoignage de ma reconnaissance. Je remercie Madame Mariem KACEM, Maître de conférence au laboratoire de Tribologie et Dynamique des Systèmes de Saint-Etienne, qui n’a jamais épargné son temps pour répondre à mes interrogations et m’entourer de ses conseils avec le souci de me faire profiter de son expérience, j’adresse ma profonde reconnaissance. Je tiens également à remercier Monsieur le professeur Remy GOURDON d’avoir accepté de faire parti du jury de cette thèse. Mes plus vifs remerciements s'adressent à Madame Ligia BARNA, Professeur au Laboratoire d'Ingénierie des Systèmes biologiques et des Procédés de Toulouse, et Monsieur Philippe DUBUJET, Professeur au laboratoire de Tribologie et Dynamique des Systèmes de Saint-Etienne, de me faire l'honneur d'accepter d'être rapporteurs de ce travail. A tous les membres du laboratoire qui m’ont aidé de près ou de loin, par leurs remarques et leur soutien, j’adresse ma reconnaissance. A titre plus personnel, je remercie toute ma famille, et en particulier mes parents, mes frères ainsi que ma future femme, qui m’ont toujours soutenu durant cette thèse. Merci à tous mes amis et mes collègues pour tous les moments qu’on a partagés durant ces trois dernières années.

INSA de Lyon – BOUDOUCH Otmane ii

SOMMAIRE INTRODUCTION...............................................................................................................7 CHAPITRE I. ETUDE BIBLIOGRAPHIQUE ............................................................... 11

I. Introduction ............................................................................................................ 12 II. Classification des sites polluès............................................................................... 12

II.1. Classification en fonction de la dispersion des polluants..................................... 12 II.2. Classification en fonction de la nature et du nombre de polluants....................... 13

III. La composition du sol ............................................................................................ 13 III.1. La matière minérale du sol ............................................................................... 14 III.1.1 Les argiles ................................................................................................ 15 III.1.2 Les sables et limons.................................................................................. 15 III.1.3 Les graviers et les cailloux ....................................................................... 15 III.2. La matière organique du sol ............................................................................. 15 III.3. La phase gazeuse.............................................................................................. 16 III.4. L’eau................................................................................................................. 17

IV. Propriétés physiques du sol ................................................................................... 18 IV.1. La porosité........................................................................................................ 19 IV.1.1 Classement selon un critère dimensionnel .............................................. 19 IV.1.2 Classement selon l’origine des pores ....................................................... 20 IV.2. La texture et la structure du sol ........................................................................ 20 IV.3. La tortuosité...................................................................................................... 21 IV.4. La connectivité ................................................................................................. 22 IV.5. La perméabilité à l’air ...................................................................................... 22 IV.5.1 Définition ................................................................................................. 22 IV.5.2 Loi de Darcy............................................................................................. 22 IV.5.3 L’effet Klinkenberg.................................................................................. 25 IV.5.4 Effet inertiel.............................................................................................. 25 IV.5.5 Cas d’un système multiphasique .............................................................. 26 IV.6. Méthodes de détermination de la perméabilité à l’air ...................................... 27 IV.6.1 Méthodes de laboratoire et méthodes indirectes ...................................... 27 IV.6.2 Tests sur terrain ........................................................................................ 28 IV.7. Etude de l’évolution de la perméabilité à l’air du sol ...................................... 30

V. Les Composés Organiques Volatils – Pollution par des hydrocarbures ........... 32 V.1. Définition ............................................................................................................. 32 V.2. Les sources des composés organiques volatils..................................................... 33 V.2.1 Quelques exemples de pollution ces dernières années............................. 34 V.3. Partition des COV dans le sol .............................................................................. 35 V.4. Les propriétés des contaminants .......................................................................... 36 V.4.1 La pression de vapeur saturante ............................................................... 37 V.4.2 La constante de Henry.............................................................................. 38 V.4.3 La solubilité.............................................................................................. 39 V.4.4 Le coefficient d’adsorption ...................................................................... 40 V.4.5 La biodégradation..................................................................................... 41 V.5. Résumé ................................................................................................................. 41

VI. Transport des COV dans le sol ............................................................................. 42 VI.1. Convection ou advection.................................................................................. 42

INSA de Lyon – BOUDOUCH Otmane 3

VI.2. La dispersion .................................................................................................... 43 VI.2.1 La diffusion moléculaire .......................................................................... 43 VI.2.2 La dispersion mécanique (ou cinématique).............................................. 45

VII. L’extraction sous pression réduite........................................................................ 46 VII.1. Généralités........................................................................................................ 46 VII.2. Description de l’extraction sous pression réduite ............................................ 47 VII.3. La mise en œuvre de l’extraction sous pression réduite................................... 49 VII.3.1 Les puits d’extraction ............................................................................... 49 VII.3.2 Le système de pompage et les instruments de contrôle ........................... 50 VII.3.3 Unités de traitement préliminaires des gaz extraits.................................. 51 VII.3.4 L’unité de traitement des gaz extraits ...................................................... 51 VII.3.5 Les installations optionnelles ................................................................... 52 VII.4. Paramètres liés au dimensionnement des systèmes d’extraction ..................... 52 VII.4.1 Le rayon d'influence ................................................................................. 52 VII.4.2 Le vide à appliquer................................................................................... 56 VII.4.3 Le débit d’extraction ................................................................................ 56 VII.4.4 Les niveaux de réhabilitation ................................................................... 56 VII.4.5 Le temps de réhabilitation ........................................................................ 56 VII.4.6 Le volume total des pores......................................................................... 57 VII.5. Performances de l’extraction sous pression réduite ......................................... 58 VII.5.1 Paramètres influant sur l’efficacité d’un processus d’extraction ............ 59 VII.6. Techniques d’amélioration de l’extraction sous pression réduite .................... 61 VII.6.1 Air Sparging ou stripping in situ .............................................................. 61 VII.6.2 La fracturation hydraulique et pneumatique ............................................ 62 VII.6.3 Méthodes thermiques ............................................................................... 63 VII.6.4 Extraction multiphasique.......................................................................... 63

VIII. Modélisation de l’extraction sous pression réduite ............................................. 64 VIII.1. Introduction ...................................................................................................... 64 VIII.2. Modélisation de l’écoulement d’air dans le sol................................................ 64 VIII.3. Modélisation de l’extraction sous pression réduite .......................................... 66 VIII.3.1 Les modèles : écoulement d'air/transport de contaminants...................... 67 VIII.3.2 Les modèles : écoulement multiphasique/transport de contaminants ...... 67 VIII.3.3 Modèles basés sur l’hypothèse de présence d’un équilibre local entre phases…………………………………………………………………………………...68 VIII.3.4 Modèles basés sur l’hypothèse du transfert de masse sous contrôle cinétique………………………………………………………………………………...70

IX. Etude experimentale de l’extraction sous pression réduite................................ 71 IX.1. Cas réels ........................................................................................................... 71 IX.2. Etudes de laboratoire........................................................................................ 73

CHAPITRE II. MATERIELS ET METHODES .............................................................77

I. Introduction ............................................................................................................ 78 II. Caractéristiques du sol utilisé ............................................................................... 79

II.1. L’analyse granulométrique du sol ........................................................................ 79 II.2. La teneur en eau du sol......................................................................................... 79 II.3. La masse volumique et la masse volumique apparente du sol ............................. 80 II.4. La porosité du sol ................................................................................................. 81

III. Le Composé Organique Volatil utilisé ................................................................. 81 IV. Description des montages expérimentaux............................................................ 82


IV.1. Le pilote 3D...................................................................................................... 82 IV.2. La colonne 1D .................................................................................................. 85 IV.3. Les outils de mesure et de contrôle .................................................................. 86 IV.3.1 Pression dans le pilote (PT 1-7) ............................................................... 86 IV.3.2 Pression de l’air extrait (DPT1) ............................................................... 87 IV.3.3 Température de la colonne et de l’air en aval de la pompe (TT3 et TT4) 87 IV.3.4 Humidité et température de l’air ambiant et de l’air extrait (HR1-TT1 et HR2-TT2)…..…………………………………………………………………………...88 IV.3.5 Le débit de l’air extrait (FT1)................................................................... 88

V. Les techniques analytiques .................................................................................... 89 V.1. Appareillage ......................................................................................................... 89 V.2. Le calcul de la masse extraite de polluant............................................................ 90 V.3. L’analyse du sol après la dépollution................................................................... 91

VI. Le remplissage des pilotes et la réalisation de la pollution................................. 91 VI.1. Le remplissage avec du sol sec ........................................................................ 91 VI.2. Le remplissage avec du sol humide.................................................................. 92 VI.3. Le remplissage avec du sol pollué.................................................................... 93

VII. Conclusion............................................................................................................... 94 CHAPITRE III. DETERMINATION DE LA PERMEABILITE INTRINSEQUE A L’AIR DU SOL ...................................................................................................................95

I. Introduction ............................................................................................................ 96 II. Modèles d’écoulement de l’air en milieu poreux................................................. 97

II.1. Équations d'écoulement d’air lors d’un traitement par extraction sous pression réduite……………………………………………………………………………………97 II.1.1 Model d’écoulement bidimensionnel, axisymétrique dans un système ouvert…………………………………………………………………………………...97 II.1.2 Model d’écoulement bidimensionnel, axisymétrique dans un système semi-confiné…………………………………………………………………………...100 II.2. Outils d'analyse automatisés............................................................................... 102 II.2.1 Calcul de la perméabilité........................................................................ 102 II.2.2 Calcul des pressions, des vitesse et des lignes de courant ..................... 104

III. Détermination de la perméabilité à l’air du sol étudié ..................................... 106 III.1. Colonne 1D .................................................................................................... 106 III.2. Pilote 3D......................................................................................................... 107 III.2.1 Tests pneumatiques pour un sol ouvert à l’atmosphère ......................... 107 III.2.2 Tests pneumatiques pour un sol semi-confiné ....................................... 112

IV. Etude de l’influence d’une couverture de surface sur les performances d’un système d’extraction......................................................................................................... 116

IV.1. Introduction .................................................................................................... 116 IV.2. Comparaison basée sur l’atteinte d’un vide critique ...................................... 117 IV.3. Comparaison basée sur l’atteinte d’une vitesse critique d’air........................ 118

V. Conclusion............................................................................................................. 120 CHAPITRE IV. ETUDE DE L’EVOLUTION DE LA PERMEABILITE A L’AIR DU SOL AU COURS DE L’EXTRACTION DES COV ……………………………………..122

I. Introduction .......................................................................................................... 123 II. Description du modèle choisi : 3D-SVE ............................................................. 125


II.1. Colonne 1D ........................................................................................................ 128 II.1.1 La mise en équation................................................................................ 128 II.1.2 Équation de fermeture ............................................................................ 132 II.1.3 Système d’équations pour la résolution du problème ............................ 132 II.1.4 Géométrie, conditions aux limites et conditions initiales ...................... 132 II.2. Pilote 3D............................................................................................................. 133 II.2.1 Système d’équations............................................................................... 133 II.2.2 Géométrie, conditions aux limites et conditions initiales ...................... 134 II.3. Résolution avec le logiciel COMSOL................................................................ 135 II.4. Identification inverse.......................................................................................... 137

III. Performances du modèle 3D-SVE ...................................................................... 139 III.1. Variation de la concentration en polluant au cours des opérations de traitement 139 III.2. Schématisation des lignes de courant............................................................. 140

IV. Influence de l’évolution de la perméabilité à l’air sur le dimensionnement des systèmes de décontamination par extraction sous pression réduite ............................ 141

IV.1. Introduction .................................................................................................... 141 IV.2. Détermination de l’évolution de la perméabilité à l’air en fonction du degré de saturation en liquide ....................................................................................................... 142 IV.3. Influence de l’évolution de la perméabilité à l’air sur les performances d’un modèle mathématique .................................................................................................... 145 IV.3.1 Comparaison des courbes d’extraction .................................................. 145 IV.3.2 Comparaison du temps optimal d’arrêt .................................................. 148

V. Vérification de la validité de l’utilisation des colonnes unidirectionnelles dans le dimensionnement des systèmes de décontamination................................................ 152

V.1. Introduction ........................................................................................................ 152 V.2. Méthode de détermination du coefficient de transfert de masse air/PLNA ...... 154 V.3. Comparaison entre la colonne 1D et le pilote 3D .............................................. 156 V.3.1 Colonne 1D ............................................................................................ 157 V.3.2 Pilote 3 D................................................................................................ 163

VI. Conclusion............................................................................................................. 169 CONCLUSION ET PERSPECTIVES .............................................................................171 Références bibliographiques ............................................................................................ 178 Glossaire............................................................................................................................ 190 Liste des illustrations .........................................................................................................191 Annexes............................................................................................................................. 194


Introduction

0 INTRODUCTION


Introduction

Les activités industrielles sont à l’origine en grande partie de la pollution de l’environnement

et notamment des sols par des produits organiques considérés comme étant très dangereux.

Aujourd’hui, plusieurs techniques de réhabilitation des sols ont fait leur apparition afin

d’essayer de restaurer les sites pollués ou dans un premier temps de limiter les risques de

propagation de ces pollutions vers les eaux souterraines.

Pour chaque cas spécifique de contamination de sol, il est essentiel de choisir la technique de

remédiation la plus appropriée aussi bien que prévoir le temps et l'efficacité de cette

technique. Du point de vue économique, les techniques de réhabilitation in situ sont plus

avantageuses.

L'extraction sous pression réduite, également connue en anglais sous le nom de « SVE : Soil

Vapour Extraction », est devenue rapidement l’une des techniques les plus répandues dans le

domaine de remédiation des sols pollués. Selon l’agence de protection de l'environnement des

Etats-Unis (EPA, 2003), l’extraction sous pression réduite est utilisée dans plus de 35% des

sites où une technique de remédiation in-situ est choisie et dans plus de 46% des sites

contaminés par des BTEX (Benzène, Toluène, Ethylbenzène, Xylènes).

La technique d’extraction sous pression réduite est considérée comme la technique la plus

rentable des techniques in-situ de réhabilitation des sols.

Cette technique est efficace pour remédier à la pollution des sols par les produits organiques

volatils mais aussi ceux qui contiennent certains produits organiques semi-volatils qu’on

trouve généralement dans les produits pétroliers. L’extraction sous pression réduite est

généralement plus réussie quand elle est appliquée aux produits pétroliers légers (plus

volatils) tels que l’essence. Le diesel et le kérosène, qui sont moins volatils que l’essence, ne

sont pas aisément traités par cette technique mais ils peuvent être plus appropriés au

traitement par bioventing.

Dans l’extraction sous pression réduite, le sol est décontaminé sur place en induisant un flux

d’air à travers ses zones contaminées. Ce flux d’air perturbe l'équilibre existant entre les

contaminants, qui sont (1) adsorbés sur les particules de sol, (2) dissous en eau interstitielle de

sol, (3) tenus dans une phase de contaminants immiscibles (4) évaporés dans la phase

gazeuse, en les poussant à se vaporiser et à se déplacer avec le flux d’air extrait qui sera traité

ultérieurement avant son rejet à l’atmosphère.

La faisabilité et l’efficacité de cette technique dépend de plusieurs paramètres qui sont soit

liés à la pollution, au sol ou au système d’extraction. Plusieurs études de laboratoires ont été


Introduction

conduites afin d’étudier ces paramètres et aider à améliorer les performances de l’extraction

sous pression réduite. Ces études ont visé principalement le type du sol, le type des

contaminants et leurs concentrations, la teneur en matière organique, la teneur en eau et le

débit d’extraction. Cependant, la plupart de ces études ont été réalisées sur des colonnes où le

flux de gaz était unidirectionnel en utilisant des petites quantités de sol. Ces résultats sont

donc difficiles à corréler avec ce qui se passe dans la réalité puisque l’extraction sous pression

réduite est un processus tridimensionnel qui met en jeu de grandes quantités de sol.

Dans ce travail, un pilote de laboratoire a été conçu et construit afin de conduire des

expériences qui représentent mieux la technique d’extraction sous pression réduite. Le pilote

expérimental permet d’étudier plusieurs paramètres dont ceux qui caractérisent le système

d’extraction. L’appareillage expérimental a été conçu de sorte qu’il puisse permettre de varier

le débit d’air extrait, de mesurer la température et l’humidité du sol et de mesurer le taux de

décontamination.

La détermination de la perméabilité à l’air du sol est primordiale dans le dimensionnement

des systèmes de décontamination. Les valeurs de la perméabilité à l’air déterminées avec les

méthodes indirectes ou en laboratoire représentent mal cette dernière à l’échelle du terrain. Le

premier objectif de cette thèse est de caractériser la méthode la plus adaptée à déterminer les

composantes, horizontale et verticale, de la perméabilité à l’air ainsi que d’étudier l’influence

de l’ajout d’une couverture de surface sur les performances de l’extraction sous pression

réduite.

La volatilisation des COV des deux phases liquides (eau & Phase Liquide Non Aqueuse

« PLNA ») entraine une diminution du volume des contaminants au cours du temps tout en

cédant de l’espace à l’écoulement de l’air au sein du sol. Le deuxième objectif de la thèse est

donc d’étudier l’évolution de la perméabilité à l’air du sol au cours de l’extraction continue

des composés organiques volatils.

Les études récentes montrent que le rayon d’influence d’un système devrait être déterminé en

se basant sur l’atteinte d’une vitesse critique de l’air. Ces vitesses sont déterminées par

expériences sur colonnes en condition monodirectionnel. La vérification de la validité des

tests réalisés sur les colonnes unidirectionnelles de laboratoire dans le dimensionnement des

systèmes d’extraction représente le troisième objectif de cette thèse.

Afin de développer les objectifs de ce travail, ce mémoire comporte, en plus d’une

introduction et une conclusion et perspectives, quatre chapitres :


Introduction

Un premier chapitre qui fait l’objet d’une étude bibliographique afin de décrire :

(i) les caractéristiques physiques et chimiques des sols,

(ii) les phénomènes de transfert de matière qui se produisent lors de la pollution

d’un sol par des composés organiques volatils et lors de l’application d’une

dépression au sein de la zone non-saturée,

(iii) la technique de traitement par extraction sous pression réduite, son principe de

fonctionnement ainsi que les études antérieurs qui ont été menées dans ce domaine.

Le second chapitre présente les matériels et les méthodes utilisés dans ce travail :

(i) les méthodes de caractérisation du sol utilisé,

(ii) les montages expérimentaux qui ont aidé à atteindre les objectifs de cette étude,

(iii) les techniques de mesures employées.

Le troisième chapitre expose la comparaison entre les différentes méthodes qui

permettent de déterminer la perméabilité à l’air du sol et développe une étude sur

l’influence de l’ajout d’une couverture de surface au sol sur les performances de

l’extraction sous pression réduite.

Le quatrième chapitre développe l’étude de l’évolution de la perméabilité à l’air du sol

au cours de l’extraction continue des composés organiques volatils. Il décrit l’influence

de cette évolution sur les performances d’un modèle mathématique. Ce dernier modèle

ayant pour objectif de prévoir le comportement d’un sol soumis à une dépollution par la

technique d’extraction sous pression réduite. Considérant les tests basés sur l’atteinte

d’une vitesse critique d’air, le dimensionnement des systèmes d’extraction est réalisé.

La validité de ces tests a été ensuite discutée.

Une piste concernant une nouvelle méthode d’extraction est proposée à la fin du

mémoire en guise de perspectives après une conclusion qui reprend les principaux

résultats de ce travail.


Chapitre I. Etude bibliographique

1 HAPITRE I ETUDE BIBLIOGRAPHIQUE

C



I. INTRODUCTION

L’étude bibliographique présentée dans ce chapitre porte sur les points suivants :

Répertorier les caractéristiques physiques et chimiques d’un sol qui peuvent influencer les

performances d’un traitement par extraction sous pression réduite.

Décrire les phénomènes de transfert qui se produisent lors de la pollution d’un sol selon

les caractéristiques des composés organiques.

Donner une description de la technique d’extraction sous pression réduite et des

phénomènes de transfert qui se produisent lors de son application.

II. CLASSIFICATION DES SITES POLLUES

Les sites contaminés peuvent être classés sur la base de différents critères: la dispersion de

polluants, nature du (ou des) polluant (s) et ou le type d’activité et nombre de polluants…

II.1. Classification en fonction de la dispersion des polluants

La pollution peut être diffuse, résultante même de l’activité du site. Le polluant se répand

dans le milieu par des petites quantités mais de façon régulière et parfois sur de très longues

périodes (des années voire plus); c’est le cas des retombées de poussières par exemple.

La pollution peut être brutale, «en masse», correspondant à un rejet de polluant important

dans un temps court; on parle alors de pollution accidentelle. Ainsi, le renversement d’un

camion-citerne, l’explosion d’une cuve ou d’un réacteur entrent dans cette catégorie.

Dans les deux cas, la forme de la source de pollution constitue un élément de classification

primordiale:

La source de pollution est large et se disperse sur une grande surface, avec une

introduction du contaminant dans le milieu, répartie sur un espace important : un exemple

typique concerne les retombées de fumée.

La source de pollution est ponctuelle, avec une introduction à un endroit plus précis et

restreint dans l’espace; c’est le cas par exemple pour une fuite au niveau d’une cuve de

stockage.



La source est linéaire, horizontale (cours d’eau, réseau de canalisation enterrée…) ou

verticale (puits perdu, forage, puits de mine…); la contamination est répartie tout le long

de l’ouvrage, par le transport du polluant d’un point à un autre (cours d’eau), par défaut

d’étanchéité chronique ou même par une rupture accidentelle en plusieurs points.

Figure 1.1 Classification des différentes formes de pollution (Lecomte, 1995)

II.2. Classification en fonction de la nature et du nombre de polluants

La nature et le nombre de contaminants sont un élément complémentaire qui permet de

hiérarchiser les sites contaminés en fonction des différentes branches d’activités auxquelles ils

se rapportent: sidérurgie, pétrochimie, chimie fine, chimie lourde…

Une pollution peut donc être organique, minérale, radioactive ou mixte. Dans le cas de

notre étude, on s’intéressera qu’aux sols pollués par des Composés Organiques Volatils

(COV) où le traitement par extraction sous pression réduite est envisageable.

III. LA COMPOSITION DU SOL

Le sol est un milieu poreux dont la phase solide, constituée par des minéraux et des composés

organiques, forme des assemblages plus ou moins volumineux et donne au sol sa structure.

Cette phase solide n’est pas continue et délimite un espace poral de dimensions variées et de



géométrie complexe. Cette caractéristique explique la présence de phases fluides, liquide et

gazeuse, susceptibles de se déplacer et donc donner lieu à des flux de matières (Calvet, 2003).

De part sa composition et sa structure, le sol peut influencer de façon considérable la

rétention des polluants. Pour ce qui est de la composition du sol, on distingue dans un premier

temps, les constituants minéraux et les constituants organiques :

III.1. La matière minérale du sol

Les constituants inorganiques de la phase solide des sols sont des minéraux ; ils sont

nombreux et leur nature dépend à la fois des roches sur lesquelles les sols se sont formés et

des conditions de cette formation. Ils constituent l’essentiel de la masse de la majorité des

sols à l’exception des sols très organiques (Calvet, 2003).

En général les sols sont classés par rapport à la distribution de la taille des particules qu’ils

renferment. La société américaine ASTM (American Society for Testing and Materials) a

développé un système unifié pour la classification des sols basée sur la taille des particules

(cf. tableau 1.1). Dans la mesure où la plupart des sols naturels sont hétérogènes, plusieurs

types de sols peuvent être mélangés ensemble. Les pourcentages relatifs de chaque fraction du

sol peuvent être déterminés et un caractère général du sol peut être déduit en utilisant le

triangle de texture du sol (Frevert et al., 1995).

Désignation Diamètre des grains [mm]

Blocs erratiques > 200 Cailloux 200-60

Graviers grossiersGraviers moyen

Graviers fins

60-20 20-6 6-2

Sables grossiers Sables moyens

Sables fins

2-0,6 0,6-0,2 0,2-0,06

Silts grossiers Silts moyens

Silts fins

0,06-0,02 0,02-0,006 0,006-0,002

Argiles < 0,002

Tableau 1.1 Classification granulométrique (Frevert et al., 1995)

On distingue essentiellement :



III.1.1 Les argiles

Les argiles sont des substances naturelles complexes composées essentiellement de silicates

plus ou moins hydratés, d'aluminium généralement, mais également de magnésium, de fer ou

même de nickel qui les colorent différemment. D'après les fractions adoptées par

l'Association Internationale de la Science du Sol, la dimension des particules est inférieure à

0,002 mm de diamètre (Calvet, 2003).

Ces aluminosilicates sont caractérisés par leur grande surface spécifique qui leur donne une

forte capacité de rétention d’eau (Dutheil, 2003).

III.1.2 Les sables et limons

Ils présentent une granulométrie plus grossière que les argiles (diamètre des grains variant de

0,002 à 2 mm). Les sables et les limons jouent un rôle important dans l’édification de la

structure des sols dont ils constituent le « squelette ». Les sols riches en sable et en limon sont

caractérisés par leur perméabilité à l’eau et à l’air. L’adsorption des composés organiques sur

du sable de quartz peut être considérée comme négligeable dans des conditions humides

d’adsorption (Fischer, 1996).

III.1.3 Les graviers et les cailloux

Les graviers sont l’ensemble de particules d'un diamètre compris entre 2 et 20 mm provenant

de l'érosion mécanique et de la fragmentation des roches ou des minéraux par les agents

naturels. Les cailloux sont les éléments du sol dont le diamètre est supérieur à 20 mm.

III.2. La matière organique du sol

La matière organique est la matière carbonée provenant d'êtres vivants végétaux et animaux.

Elle est composée d'éléments principaux (C, H, O, N) et d'éléments secondaires (S, P, K, Ca,

Mg).

La fraction organique se répartit en 4 groupes:

La matière organique vivante, animale et végétale, qui englobe la totalité de la biomasse

en activité.

Les débris d'origine végétale (résidus végétaux, exsudats) et animale (déjections,

cadavres) regroupés sous le nom de "matière organique fraîche".

Des composés organiques intermédiaires, appelés matière organique transitoire,

provenant de l'évolution de la matière organique fraîche.



Des composés organiques stabilisés, les matières humiques, provenant de l'évolution des

matières précédentes.

La teneur en matière organique foc joue un rôle très important sur l’aptitude du sol à retenir

momentanément ou à fixer les polluants. L’ adsorption des composés organiques dans un sol

est principalement liée à la fraction en matière organique du sol (Sharma et Reddy, 2004).

Les études conduites par Albergaria et al. (2006), sur plusieurs types de sols, ont montré

qu’un sol riche en carbone organique a une grande tendance à adsorber les composés

organiques qu’un sol pauvre en ce dernier. Ces résultats confirment ceux obtenus par Zytner

(1994) qui avait réalisé des essais d’adsorption similaires en employant des BTEX.

Albergaria et al. (2006), ont comparé le temps de dépollution, nécessaire à une opération

d’extraction de polluants par un traitement sous pression réduite, d’un sol sableux pour

différents teneurs en matières organiques. Ils ont déduit que l’augmentation de la teneur en

matière organique influence négativement l’efficacité d’un tel traitement. Selon ces auteurs,

les substances humiques se caractérisent par une forte capacité d’adsorption envers les

polluants ce qui rend les opérations de réhabilitation plus lentes et plus coûteuses.

En plus de la matière organique du sol, Gribb et al. (2002) suggérent de prendre en compte le

fait que les hydrocarbures lourds associés au carbone organique du sol peuvent constituer un

absorbant efficace pour les hydrocarbures légers. Pour tenir compte de cet effet, Gribb et al.

(2002) proposent de remplacer foc par un autre paramètre défini par l’équation suivante : csf

724.1THff occs += (1.1)

foc, teneur en carbone organique, [%]

TH, teneur totale en hydrocarbure, [-]

fcs, teneur effective en carbone, [%]

III.3. La phase gazeuse

C’est l’air qui est le plus généralement en contact avec le sol. Il y pénètre dans la mesure où

l’eau ne remplie pas tous les vides. Sa composition peut alors être notablement affectée, car

l’oxygène est consommé par les racines et les micro-organismes alors que le gaz carbonique

est rejeté (Calvet, 2003). La composition de cette phase est déterminée donc par :

Les échanges avec l’atmosphère par diffusion moléculaire couplée à la volatilisation et à

la dissolution,



La respiration des organismes vivants,

Les échanges avec la solution du sol,

Les apports de diverses substances organiques volatiles, qu’ils soient volontaires (les

traitements avec des pesticides gazeux) ou accidentels (dépôts de déchets industriels

incontrôlés).

III.4. L’eau

L’eau est retenue principalement dans les pores ou par interaction avec les minéraux argileux.

La quantité d’eau retenue dépend de plusieurs facteurs : la nature des constituants du sol, sa

structure et des conditions climatiques (température, humidité, etc.). Elle est donc très

variable, à la fois dans l’espace et dans le temps. Cet aspect quantitatif de rétention est

complété par un aspect énergétique lié à l’intensité avec laquelle l’eau est retenue à diverses

contraintes (pression, gravité) qui déterminent sa mobilité et par conséquent son transport et

sa biodisponibilité (Calvet, 2003).

L’eau joue un rôle très important dans tous les phénomènes physiques, chimiques et

biologiques qui se produisent dans le sol. La disponibilité de l'eau dans le sol peut être divisée

en quatre niveaux :

le niveau de saturation en eau,

la capacité de champ,

le point de flétrissement,

le niveau extra sec.

Figure 1.2 L’état de l’eau dans le sol (Brusturean, 2004)

L’eau hygroscopique est l’eau qui est piégée à la surface des pores. En général, les molécules

ou les cristaux qui constituent des éléments minéraux des matériaux sont constitués d’un

assemblage d’atomes qui sont rarement neutres électriquement et l’eau dont la molécule est



composée de deux éléments susceptibles d’être attractifs par les deux types de charge + et -

est souvent capturée sur la paroi des pores sous forme de molécules de taille infiniment petite.

L’eau gravitationnelle est définie comme l’eau libre qui s’écoule dans des macroporosités

sous l’effet de la gravité.

Dans le milieu naturel, l’adsorption des polluants organiques dans les sols s’effectue

principalement en condition insaturée. La teneur en eau du sol est un facteur déterminant dans

la répartition du polluant dans les trois phases du sol. Si le polluant est présent en phase

gazeuse, la présence d’eau à la surface de l’adsorbant peut réduire l’adsorption du polluant

s’il est hydrophobe (par répulsion) ou accroître sa rétention s’il est hydrophile (liaisons

hydrogène avec les molécules d’eau ou dissolution dans l’eau immobile) (Gierke et al.,

1992). Dans des sols où la teneur en matière organique est élevée, l’eau entre en compétition

avec les molécules organiques en réduisant ainsi la capacité d’adsorption du sol. D’après

Chiou et al. (1985), cela peut favoriser l’application d’un traitement de dépollution qui fait

appel à l’injection ou à l’aspiration de l’air.

Les fortes teneurs en eau peuvent réduire la perméabilité à l’air du sol et donc l’efficacité de

l’extraction sous pression réduite par la restriction de l’écoulement de l’air dans les pores du

sol (Jury, 1986). Dans le même contexte, Albergaria et al. (2006) affirment que

l’augmentation de la teneur en eau influence négativement l’efficacité de l’extraction des

polluants. D’après ces auteurs, la présence d’eau dans les pores du sol à traiter diminue le

coefficient de transfert des polluants entre le gaz et la Phase Liquide Non-Aqueuse (PLNA)

en réduisant l’aire interfaciale entre ces deux phases.

IV. PROPRIETES PHYSIQUES DU SOL

L’efficacité d’un traitement par extraction sous pression réduite ou par venting dépend de la

facilité avec laquelle les vapeurs de polluants vont être entraînées par le flux gazeux crée. Si

le flux d’air crée arrive à atteindre toutes les zones polluées du sol, le taux de dépollution ne

sera limité que par la quantité de polluants qui peut être vaporisée et entraînée par le flux

d’air.

Les propriétés du sol qui ont un effet très important sur l’écoulement de la phase gazeuse

sont:



IV.1. La porosité

La porosité d’un sol est une grandeur physique qui exprime le rapport entre le volume occupé

par ses pores et son volume totale.

Considérons un échantillon de matériau terreux. Soient le volume total de cet échantillon

qui est qualifié d’apparent puisque c’est le volume qui est directement perçu et le volume

occupé par les particules du sol. La porosité totale

aV

sV

tθ est définie par le rapport :

a

St V

V−= 1θ (1.2)

La porosité totale peut donc être évaluée par mesure de la densité apparente du sol et de la

densité des particules qui le forment. La porosité totale dépend de l’arrangement des

particules de la phase solide qui dépend lui-même de plusieurs facteurs :

L’hétérogénéité des sols qui a pour conséquence une très grande variabilité spatiale de

toutes les caractéristiques de l’espace poral,

La nature et les teneurs en constituants minéraux et organiques de la phase solide,

Les diverses actions mécaniques naturelles.

La porosité totale est une information très utile mais insuffisante pour déduire le volume de

l’espace poral et les variations de ses caractéristiques. Il faut noter que deux types de porosité

existent : la porosité ouverte et la porosité fermée. La porosité ouverte est constituée par

l’espace porale accessible à l’écoulement alors que la porosité fermée est la partie de l’espace

porale qui reste inaccessible à l’écoulement d’un fluide. Sous des gradients de pression

relativement importants, une partie de la porosité fermée pourrait devenir accessible à

l’écoulement induit dans le sol.

Pour obtenir une description plus détaillée, l’espace porale peut être divisé en plusieurs parties

soit en fonction de critères dimensionnels soit sur la base de l’origine des pores qui le

constituent. Les différentes définitions de la porosité dépendent du milieu étudié et des

domaines d’application.

Classement selon un critère dimensionnel IV.1.1

On utilise souvent les appellations de micropores, mésopores et macropores pour désigner des

pores différents par leurs tailles. L’approche proposée par Corey (Calvet, 2003) distingue trois

catégories de pores :



Les pores submicroscopiques où l’espace disponible ne permet pas la formation

d’agrégats moléculaires d’eau, donc d’eau liquide. Les molécules d’eau s’y déplacent par

diffusion moléculaire et sont retenues par des forces d’adsorption. Le diamètre maximum de

ces pores est de l’ordre de 0,001 µm (1nm).

Les pores capillaires où l’eau existe sous forme liquide et où la forme de l’interface

entre l’air et l’eau est déterminée par la géométrie des pores et les forces aux interfaces.

L’interface résultante est appelée le ménisque capillaire. Dans ce type de pores on distingue

deux sous catégories : les pores de transmission de diamètre compris entre 50 et 500 µm et

les pores de stockage dont le diamètre est compris entre 0,5 et 50 µm .

Les pores non capillaires parfois appelés macropores, de taille suffisamment grande

pour que les ménisques ne s’y forment pas. Une limite maximum du rayon peut être prise à

15 mm. Dans ces pores, l’écoulement de l’eau se produit sous forme de films d’eau

adhérents sur les parois en milieu non saturé en eau, et sous forme d’écoulements turbulents

en milieu saturé en eau.

Classement selon l’origine des pores IV.1.2

L’espace porale d’un bloc de terre peut être divisé en deux parties définies selon l’origine des

pores qui les constituent. Des pores de petites dimensions situées à l’intérieur des

assemblages, principalement des agrégats, et des pores situés entre les agrégats et les mottes,

qui, eux sont généralement de plus grandes dimensions. Aux premiers types de pores

correspond la porosité dite texturale et aux deuxièmes types correspond la porosité structurale.

IV.2. La texture et la structure du sol

La texture du sol se réfère à la proportion des différents groupes de taille de particules dans le

sol et se rapporte généralement à du sable, du limon et d'argile (figure 1.3). La quantité

relative de chaque composant détermine le type de sol. Ainsi on rencontre des sols

sableux, des sols argileux, des sols calcaires.

La structure du sol se réfère à la forme et à la taille des agrégats qui le constituent. Avec la

texture du sol, la structure du sol est un paramètre très important puisqu’elle influe sur la

porosité du sol. Les informations concernant la structure du sol peuvent être utilisées pour

délimiter la forme et la distribution des contaminants dans le sol. Selon Sharma et Reddy

(2004), la structure du sol peut aussi affecter le transport et la rétention des contaminants.



La texture du sol influe fortement sur la perméabilité à l'air. Généralement, elle représente un

indicateur important qui détermine si le site contaminé peut être correctement décontaminé

par un système d’extraction sous pression réduite ou pas. La texture du sol influe sur

l'infiltration et la capacité d'adsorption des contaminants ce qui peut affecter le taux

d’extraction de ces contaminants (Hillel, 1990).

Figure 1.3. Classification des Sols

(Source : http://oneplan.org/water/soil-triangle.schtml)

IV.3. La tortuosité

Ce concept a été introduit par Carman en 1937 (Calvet, 2003). Il est appliqué aux phénomènes

de transport dans les milieux poreux, qu’il s’agisse de l’écoulement ou de la diffusion

moléculaire. D’une façon générale, la tortuosité est définie par le rapport entre la longueur

réelle Le du chemin suivi et la longueur apparente L de ce chemin (figure 1.4) .

Figure 1.4 Définition de la tortuosité

Milligton et Quirk (1961) ont dérivé une relation empirique afin d’estimer la tortuosité de la

zone non-saturée d’un sol :

Le

L

eLL

τ ⎛ ⎞= ⎜ ⎟⎝ ⎠



2

310

t

g

θθ

τ = (1.3)

τ , tortuosité du sol, [-]

gθ , porosité à l’air, [-]

tθ , porosité totale, [-]

IV.4. La connectivité

C’est un concept mal défini et encore moins bien évalué. On peut néanmoins percevoir son

intérêt puisqu’il exprime l’importance des connexions entre les pores qui est un déterminant

de la continuité de la phase gazeuse, donc de l’écoulement de l’air. Des approches basées sur

l’analyse d’images obtenues dans des plans successifs réalisés dans des échantillons de

milieux poreux permettent d’avoir des informations sur cette caractéristique. Cependant, si

cela est possible dans le laboratoire, on ne dispose pas de moyen pour obtenir ces

informations sur le terrain autrement que d’une façon très qualitative par des observations

visuelles de profils pédologiques (Calvet, 2003).

IV.5. La perméabilité à l’air

Définition IV.5.1

La perméabilité à l’air est une grandeur macroscopique qui mesure l’aptitude du sol à être

traversé par un gaz. C’est l’un des paramètres qui déterminent la faisabilité d’un traitement

par venting ou par extraction sous pression réduite. On distingue la perméabilité intrinsèque et

la perméabilité de Darcy.

Loi de Darcy IV.5.2

L’écoulement d’un fluide à travers les milieux poreux a été premièrement décrit par

l’ingénieur français Henry P.G. Darcy. Darcy avait découvert la relation basique qui décrit le

débit d’eau s’écoulant à travers un lit de sable filtrant. Sa principale conclusion était que le

débit d’eau s’écoulant à travers un filtre de sable est proportionnel à la perte de charge. La

figure 1.5 représente l’expérience sur laquelle se base cette loi.



Figure 1.5 Schéma de l’expérience sur laquelle repose la loi de Darcy

Il fut établit que le débit de liquide est proportionnel à la section droite perpendiculaire à

l’écoulement S et à la perte de charge aux extrémités de la colonne ∆h et inversement

proportionnel à l’épaisseur du milieu e :

ehSkQ e

∆⋅⋅= (1.4)

Le coefficient de proportionnalité ke est appelé coefficient de perméabilité de Darcy. La

perméabilité de Darcy dépend du poids spécifique de l’eau ρg et de sa viscosité µ. Un darcy

correspond à la perméabilité d'un corps assimilé à un milieu continu et isotrope au travers

duquel un fluide homogène de viscosité égale à celle de l'eau à 20°C (une centipoise) s'y

déplace à la vitesse de 1 cm.s-1 sous l'influence d'un gradient de pression de 1 atm.cm-1.

Lorsqu’on ne peut pas négliger les variations de la viscosité avec la température, on préfère

utiliser la perméabilité intrinsèque kint qui ne dépend que du milieu poreux.

intkgk e ⋅⋅

=µ

ρ

(1.5)

ke, perméabilité de Darcy, [L.T-1]

kint, perméabilité intrinsèque du milieu poreux, [L²]

µ, viscosité dynamique du liquide, [M.L-1.T-1]

La loi de Darcy qui décrit l’écoulement laminaire d’un fluide en milieu poreux s’écrit :

Hgkq ∆=µρ..int

(1.6)

q , la vitesse par unité de surface, [L.T-1]

S

Débit Q

Débit Q

Milieu poreux homogène, isotrope, saturé en eau

eau

e

∆h



ρ , la densité du fluide, [M.L-3]

g , l’accélération de la gravité, [L.T2]

µ , la viscosité dynamique du fluide, [M.L-1.T-1]

H , la charge totale, [L]

La charge totale H [L] peut être exprimée comme la pression P [M.L-1.T-2] où comme le

potentiel φ [L2.T-2]. Il suffit de multiplier par gρ pour remplacer la charge par la pression.

Pour passer de la charge totale au potentiel, on multiplie la charge par g . Lorsqu'on définit la

charge H ou le potentiel φ d'écoulement d'un gaz plutôt que d'un liquide, nous les désignons

par l'adjectif pneumatique au lieu d'hydraulique.

Le potentiel total d’un fluide φ est défini par l’équation de Bernoulli :

dPvgzP

P∫++=

0

12

2

ρφ (1.7)

z , l’élévation, [L]

v , vitesse du fluide, [L.T-1]

P , pression absolue, [M.L.T-2]

Le premier terme de l'équation est le potentiel gravitationnel, le deuxième terme est le

potentiel d'inertie, et le troisième terme est le potentiel de pression. Pour l’écoulement d’un

gaz, les effets gravitationnels liés aux différences d'élévation sont négligeables. De même, les

effets d'inertie peuvent être négligés pour un écoulement laminaire. En conséquence, le

gradient de potentiel total devient :

P∇=∇ρ

φ 1 (1.8)

Et la loi de darcy pour un gaz est

Pkqg

∇−=µ

int (1.9)

gµ , la viscosité dynamique du gaz étudié, [M.L-1.T-1]

La variation de la viscosité d’un gaz en fonction de la température peut être négligée à basses

pressions (en dessous de 10 atmosphères) (Abriola et al., 1996). Dans ce contexte, la viscosité

du gaz est considérée égale à la viscosité de l’air. La valeur de la viscosité de l’air dans les



conditions normales de température et de pression CNTP (21.1 °C et 101.35 KPa) est de

1.83 10-5 newton.s.m-2 (où 1.83 10-2 centipoise).

L’effet Klinkenberg IV.5.3

L'écoulement d’un gaz a une particularité par rapport à celui de l'eau. Klinkenberg (1941) a

montré que, pour les matériaux fins (sols argileux), le glissement des molécules de gaz sur les

surfaces solides entraîne une hausse des débits d’écoulement de gaz que ceux prévus par la loi

de Darcy. Ce phénomène est appelé l'effet klinkenberg et il est représenté par la relation

suivante:

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ += ∞ P

bkk k1. (1.10)

∞k , la perméabilité à une très grande pression du gaz, [L2]

kb , un paramètre empirique, [M.L.T-2]

P , la pression du gaz, [M.L.T-2]

Massmann (1989) démontre que pour les matériaux dont le rayon des pores est supérieur à

10-3 mm approximativement, les effets dus au glissement du gaz peuvent être négligés. Baehr

et Hult (1991) démontrent que l'impact de l'effet klinkenberg sur la précision de la mesure de

la perméabilité à l'air à partir d'essais pneumatiques peut être négligé pour les matériaux

granulaires dont la dimension des grains est supérieure à celle des sables fins.

Effet inertiel IV.5.4

La loi de darcy n’est valable que pour un écoulement laminaire visqueux. A des vitesses d’air

élevées, les effets inertiels peuvent devenir importants. Durant un écoulement non-laminaire,

les pertes de pression en fonction du débit sont plus importantes. La déviation du régime

laminaire est souvent indiquée par la présence de grands nombres de Reynolds [-] :

gg

mpqdθµ

=Re (1.11)

qm, flux spécifique de masse, [M.L-2.T-1]

dp, diamètre du pore, [L]

Yu (1985) a réalisé plusieurs expériences sur des colonnes de sable de différentes

granulométries pour vérifier la validité de la loi de Darcy. Il a conclu que la loi de Darcy n’est

valable que pour des Reynolds inférieurs à 6.



Plusieurs relations empiriques ont été proposées pour décrire le régime inertiel (Bear, 1972).

Ces relations consistent à ajouter un terme « inertiel » à l’équation de Darcy avec une

expansion de second ordre comme c’est le cas dans la relation de Forcheimer (1914) :

( )2

int

.. xgxg qq

kdxdP ρβ

µ+=− (1.12)

où β [L-1] est le coefficient d’inertie.

L'importance des effets inertiels, dans les colonnes de laboratoire et sur le terrain, n'est pas

claire à présent. Toutefois, il est évident que si un écoulement inertiel se produit, la

conséquence serait probablement une sous-estimation de la perméabilité à l’air, puisque

l’écoulement non-laminaire entrainera des pertes de charges plus importantes par rapport à

l’écoulement laminaire (DiGiulio et Varadhan, 2001).

La perméabilité à l'air est nettement influencée par la densité et la viscosité du gaz, qui sont, à

leur tour, une fonction de la température. Cependant, lors des opérations de dépollution par

extraction sous pression réduite, la viscosité et la densité de l’air ne sont pas affectées de

façon significative par les changements de températures qui peuvent se produire (USACE,

2002).

Cas d’un système multiphasique IV.5.5

Dans le cas où deux phases sont présentes (par exemple un liquide l et gaz g), l’équation de

Darcy est écrite pour chaque fluide en introduisant un facteur appelé perméabilité relative krel

traduisant la réduction de perméabilité créée par la présence de l’autre fluide :

(1.13)

(1.14)

La perméabilité à l’air varie selon la saturation en liquide du milieu. On peut écrire la

perméabilité effective à l’air comme le produit de la perméabilité intrinsèque kint et la

perméabilité à l’air relative . grelk

int.kkk rel= (1.15)

( )zgPkkq lll

l

l ∇⋅⋅+∇−⋅

= ρµ

intint

( )zgPkkq ggg

g

g ∇⋅⋅+∇−⋅

= ρµ

intint



k , perméabilité effective à l’air du sol, [L2]

intk , perméabilité intrinsèque du sol, [L2]

relgk , perméabilité relative à l’air du sol, [-]

La perméabilité intrinsèque est obtenue à partir du sol sec, elle ne dépend que des

propriétés du sol et non des propriétés et des quantités des fluides qu’il contient. En général,

elle varie entre 10

intk

-16 et 10-3 cm2 pour la plupart des types de sol qui existent.

La perméabilité relative est le degré de réduction de la perméabilité à l’air crée par la

coprésence d’autres fluides dans les pores du sol. Elle varie entre 0 et 1.

relk

Si la perméabilité effective à l’air est inférieure à un certain seuil, il ne sera plus possible

d’extraire par dépression les polluants volatils présents dans un sol (Lecomte, 1995). La faible

perméabilité qui caractérise les sols argileux par exemple diminue l’efficacité de l’extraction

sous pression réduite en réduisant le taux de transfert de masse entre les contaminants volatils

et la phase gazeuse (Kirtland et al., 2000).

Un sol est facile à traiter par la technique d’extraction sous pression réduite si la distribution

de ses particules est uniforme et sa perméabilité moyenne à l’air est de l’ordre de 10-5 cm2

(Lecomte, 1995).

Pendant le processus d’extraction, la valeur de la perméabilité relative krel varie au cours du

temps. Elle augmente en faveur de l’augmentation de la porosité (Stylianou et De Vantier,

1995).

Si le sol est exposé à un écoulement d’air, ce qui est le cas quand un sol pollué est traité par

extraction sous pression réduite, la perméabilité à l’air du sol peut changer au cours du temps

à cause de la montée de la nappe phréatique (Beckett et Huntley, 1994) ou à cause de

l’assèchement du sol si l’air ambiant est sec. Cependant, selon les mêmes auteurs, ce dernier

phénomène peut être négligé.

IV.6. Méthodes de détermination de la perméabilité à l’air

Méthodes de laboratoire et méthodes indirectes IV.6.1

Il existe plusieurs méthodes pour mesurer la perméabilité à l’air. La méthode la plus

commune est celle qui se base sur la définition de cette grandeur et qui consiste à mesurer le

gradient de pression de l’air dans une colonne de sol soumise à un débit d’air connu.



La perméabilité à l’air d’un sol dépend de sa structure ainsi que de sa porosité. Lecomte,

(1995) propose un abaque qui lit la granulométrie des particules à la perméabilité intrinsèque

à l’air du sol qui le forment. Selon le même auteur, plus la granulométrie est grossière, plus la

perméabilité à l’air est élevée. La perméabilité est donc inversement proportionnelle à la

masse volumique du sol.

La perméabilité intrinsèque à l'air (en darcy) peut être estimée très approximativement à partir

des analyses de distribution de la taille des grains à l'aide de la relation proposée par

Massmann, (1989) : 2

15int 25.1 Dk = (1.16)

15D , la taille des grains en mm dont 15% des particules (fraction massique) ont une taille

inférieure.

En général, la perméabilité à l’air déterminée en se basant sur les méthodes indirectes et les

méthodes de laboratoire est souvent mal estimée (USACE, 2002). Cela est dû principalement

au fait que les échantillons prélevés à partir de différentes profondeurs peuvent ne pas être

représentatifs de l'ensemble de la zone non-saturée. Cela est particulièrement vrai lorsque l'on

tente de prédire la distribution de la taille des grains. La granulométrie obtenue révèle peu la

présence de structures comme les macro-pores ou les fissures qui ont une résistance faible à

l’écoulement d'air.

Dans le même contexte, les résultats obtenus par les études de laboratoire, tels que ceux

menées sur des colonnes d’essais unidirectionnelles peuvent être valables qu’à petite échelle,

et donc les résultats ne peuvent être extrapolés à grande échelle.

Rojstaczer et Tunks (1995), affirment que même quand elles sont correctement menées, les

expériences réalisées au laboratoire ne peuvent pas tenir compte de l’anisotropie et de

l’hétérogénéité du sol à grande échelle. Les expériences réalisées sur des échantillons d’un sol

fin tels qu’un sol à teneur élevée en argile montrent en général écoulement d’air faible alors

que les essais de terrain menés sur ces types de sols peuvent montrer que d'importants flux

d'air peuvent être atteints à cause de la présence de zones perméables secondaires comme les

fractures et les hétérogénéités.

Tests sur terrain IV.6.2

Les tests pneumatiques offrent une alternative aux méthodes de laboratoire et aux méthodes

indirectes pour le calcul de la perméabilité à l'air. Ces tests ont tendance à donner une



estimation plus réaliste de la perméabilité à l'air et sont capables de caractériser une plus

grande portion de la zone non-saturée (USACE, 2002).

Un test typique nécessite l’installation d’un puits perforé dans la zone étudiée avec

l’application d’une extraction ou d’une injection d’air avec un débit constant. Les données

expérimentales recueillies sont les pressions mesurées à plusieurs points de mesure installés

dans différents endroits de la zone étudiée. La détermination des paramètres qui caractérisent

la zone non-saturée se fait en minimisant l’erreur entre ces données et les données simulées

avec une solution analytique ou numérique. Néanmoins, les méthodes d'analyse basées sur les

modèles analytiques sont plus souples par rapport à celles basées sur des modèles numériques

d’écoulement d’air. En effets, ces derniers demandent des calculs plus intensifs (Falta, 1996).

Lors d’un test d’évaluation des caractéristiques d’un site pollué, la solution utilisée devrait

être choisie en fonction de la géométrie de la zone non-saturée et de la configuration du

système d’extraction. Les solutions d’écoulement horizontal (unidirectionnel) devraient être

utilisées dans le cas où le puits d’extraction pénètre totalement dans une zone non-saturée

d’un sol limitée en haut et en bas par des couches imperméables. Toutefois, selon Atkinson

(1999), l’utilisation des équations d’écoulement horizontal peut engendrer une surestimation

de la perméabilité à l’air par rapport aux autres solutions qui traitent l’écoulement horizontal

et vertical à la fois. Selon le même auteur, ceci est probablement dû au fait que pour un débit

d’air donné, un écoulement confiné ou semi-confiné résulte en une pression différentielle très

élevée par rapport à un écoulement non confiné.

Atkinson (1999) a comparé les résultats obtenus en régime stationnaire par deux modèles

numériques, VapourT qui simule l’écoulement incompressible en deux dimensions

axisymétriques et Air3D qui simule l’écoulement compressible de l’air en trois dimensions. Il

a constaté que la légère différence obtenue par les deux modèles est due à la méthode de

résolution (éléments finis ou différences finies).

La réussite d’un test pneumatique dépend de la répartition des points de mesure de pression à

l'égard du puits d’extraction. Par conséquent, des tests préalables devront être réalisés pour

déterminer si des points supplémentaires sont nécessaires pour établir de manière adéquate la

réponse du vide exercé dans la zone cible. Cela peut s’avérer très important si l'hétérogénéité

du site doit être évaluée ou si la réponse dans les points de mesures disponibles est faible

(USACE, 2002). Dans la mise en place des équipements, des estimations approximatives de la

perméabilité sont nécessaires aussi afin de déterminer à quelle distance les capteurs de

pression doivent être situés du puits d’extraction et de bien évaluer le débit d’air qui devrait



être appliqué (Olson et al., 2001). Chen (1999) a démontré que la sensibilité de l’estimation

des deux composantes de la perméabilité à l’air, horizontale et verticale, diminue

considérablement avec l'augmentation de la distance qui sépare les points de mesures du puits

d'extraction. Chen (1999) a démontré que la perméabilité à l’air est bien estimée quand la

partie perforée du puits d’extraction est installée profondément et quand sa longueur est

relativement faible par rapport à la profondeur du sous-sol.

IV.7. Etude de l’évolution de la perméabilité à l’air du sol

Plusieurs travaux ont été effectués afin de développer des corrélations empiriques de la

perméabilité relative à l'air. La plupart des corrélations publiées ont été développées à partir

des études réalisées dans des conditions qui diffèrent beaucoup de celles rencontrées lors des

opérations de décontamination par extraction sous pression réduite (Stylianou et Devantier,

1995). En outre, la dépendance de la plupart de ces corrélations à des paramètres liés aux

relations de pression capillaire d’eau crée des difficultés dans leur implémentation dans les

modèles mathématiques.

Garcia-Herruzo et al. (1994) ont étudié expérimentalement l'effet de l'évaporation d'eau au

cours de la ventilation d’air au sein d’une colonne de laboratoire sur l’évolution de la

perméabilité à l'air du sol. Ils ont conclu que la perméabilité à l'air augmente à un rythme plus

rapide au cours de la phase finale de ventilation qu’au cours des périodes antérieures. Ils ont

également conclu que l’évolution de la perméabilité relative correspond à l’équation de

Millington et Quirk (1961) qui exprime la perméabilité relative en fonction du degré de

saturation en liquide.

Corey (1954) a élaboré une corrélation empirique qui exprime la perméabilité relative à l'air

en fonction de la saturation effective en liquide : eS

( )( )22 11 eerel SSk −−= (1.17)

Avec,

r

re S

SSS−−

=1 (1.18)

où, est le degré de saturation en liquide et est la saturation résiduelle du liquide définie

comme la teneur du liquide retenue par les forces capillaires.

S rS



Figure 1.6 Allure typique d’une courbe de perméabilité relative représentée par une loi de puissance (fonction de Corey)

Dans le même contexte, Brooks et Corey (1964) ont développé une expression analytique qui

exprime la perméabilité relative à l’air en fonction de la saturation effective en liquide et de

l’index de distribution de taille des pores λ définie par ces mêmes auteurs :

( ) ( )λλ /22 11 +−−= eerel SSk (1.19)

Moldrup et al. (1998) ont développé une corrélation empirique qui permet d’estimer la

perméabilité relative à l’air en utilisant les données expérimentales de tests réalisés sur six

différents sols:

b

g

grel kk

25.01

**

+

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

θθ

(1.20)

Où est une valeur référence de la perméabilité à l’air; est la porosité à l’air

correspondante; et b est le paramètre de rétention d’eau définie par Campbell (1974).

*k *gθ

L'utilisation de ces corrélations nécessite l'estimation de plusieurs paramètres tels que (Sr, b et

λ). La difficulté et le temps que peuvent prendre les essais d’estimation de ces paramètres

rendent ces méthodes indésirables pour des applications telles que l’extraction sous pression

réduite (Stylianou et Devantier, 1995).

Farhan et al. (1998, 2001) ont développé un modèle physique qui peut prédire la variation de

la perméabilité à l'air en fonction du temps au cours des opérations de décontamination par

extraction sous pression réduite. Ce modèle simule un sol contaminé comme un solide percé

d'une série de tubes capillaires parallèles dans le sens de l’écoulement de l'air. Toutefois, ce

modèle ne peut pas être directement intégré dans un modèle mathématique à cause de la

complexité du processus de calcul et des paramètres de contrôle ainsi que de la non-



vérification de son application dans la modélisation de l’écoulement multiphasique et des

problèmes de transport des contaminants (Zhao, 2007).

Falta et al. (1989) ont exprimé l’évolution de perméabilité relative à l'air en fonction du degré

de saturation en liquide par une fonction de troisième ordre. Le degré de saturation a été

calculé comme étant le rapport du volume de l'eau, divisé par le volume de l'espace porale

total du sol :

( )31 Skrel −= (1.21)

Cette équation simplifiée a été intégrée dans le modèle VENT2D par Benson et al. (1993) afin

d’actualiser la valeur de la perméabilité à l'air du sol pendant le processus d’extraction des

contaminants.

Stylianou et Devantier (1995) ont proposé une expression polynomiale pour corréler la

variation de la perméabilité relative due au changement du degré de saturation en liquide. Ils

ont conclu que l’estimation de la perméabilité relative de l'air pour un sol humide peut être

déduite en se basant sur la perméabilité intrinsèque et la porosité à l’air du sol.

2577.1576.2105.1 SSkrel +−= (1.22)

V. LES COMPOSES ORGANIQUES VOLATILS – POLLUTION

PAR DES HYDROCARBURES

V.1. Définition

L’extraction sous pression réduite s’applique aux polluants organiques présentant une

volatilité importante : ces polluants sont classés dans la famille des Composés Organiques

Volatils (COV).

Les COV sont des molécules organiques dont la tension de vapeur à la température ambiante

est suffisamment élevée pour que ces composés soient presque totalement à l’état de vapeur.

La définition de la tension de vapeur seuil à partir de laquelle un composé organique est

considéré être volatil est purement arbitraire et varie selon les états. En général, on considère

comme COV tout composé organique ayant une tension de vapeur supérieure ou égale à

0.01 kPa (0,1 mbar) à 293 K (20 °C).

On retrouve ces composés dans un grand nombre de produits industriels : carburants,

peintures et vernis, diluants et solvants (travail des métaux et industries mécaniques,



traitement de surfaces, industrie du cuir, textile, imprimerie, industrie chimique de base, des

colorants et des plastiques, activités utilisant des réfrigérants). Ces composés sont employés

sous forme liquide mais diffusent largement vers l’environnement sous forme vapeur

(ADEME, 2003).

On note que ces composés appartiennent à différentes familles chimiques : alcools, aldéhydes,

esters et cétones (solvants polaires), hydrocarbures aromatiques (BTEX), hydrocarbures

aliphatiques substitués…

Les composés organiques ont été identifiés comme l'un des plus omniprésents groupes de

produits chimiques dangereux présents dans les sols et les eaux souterraines contaminées. Les

vapeurs de ces composés peuvent migrer beaucoup plus rapidement que la phase liquide. En

outre, le flux de ces vapeurs et leur direction ne sont pas contrôlés par les gradients des eaux

souterraines. Cela peut entraîner l'échappement de ces gaz vers la surface du sol où ils

deviennent un risque d’explosions (El-Beshry, 1999).

V.2. Les sources des composés organiques volatils

Les COV sont très largement utilisés dans l’industrie, pour leur capacité à s’évaporer après

utilisation à des fins de nettoyage, de mélange et d’application de pigments et autres.

Le CITEPA, Centre Interprofessionnel Technique d’Etudes de la Pollution Atmosphérique,

recense, par secteur d’activité et par année, les émissions de polluant dans l’atmosphère.

Pour les COV non-méthanique (COVNM), la répartition des émissions par secteur d'activité

a fortement évolué entre 1990 et 2006. En 1990, le secteur du transport routier prédominait

largement avec 38% des émissions totales alors qu'en 2006, c'est le résidentiel/tertiaire qui

arrive en tête avec 32% des émissions (le transport routier ne contribue plus qu'à hauteur

de 16%). La combustion des énergies fossiles dans les installations de combustion fixes

est une source peu importante d’émissions. Dans les sources mobiles (transports routiers,

aériens, maritimes…) les émissions sont significativement plus importantes. La biomasse

consommée dans les petites installations de combustion domestiques est une source

importante aussi de COVNM.

Le phénomène d'évaporation au cours de la fabrication et de la mise en œuvre de produits

contenant des solvants participe fortement aux émissions (Industrie manufacturière : 30% des

émissions atmosphériques en 2006).



Quelques exemples de pollution ces dernières années V.2.1

En France, la connaissance des sites pollués et de leurs risques est un élément essentiel de la

politique nationale. Les acheteurs, vendeurs… ont accès à ces données dans le but de leur

permettre d’agir en connaissance de cause.

Deux démarches d’inventaires ont déjà été crées ces dernières décennies :

L’inventaire BASOL, où sont répertoriés les sites pollués par des activités industrielles

appelant à des actions des pouvoirs publics, à titre préventif ou curatif. Il recense plus de

4 000 sites. Cette base de données permet de suivre les actions menées par

l’administration et les responsables de ces sites.

L’inventaire BASIAS, générée par le BRGM, regroupe les données régionales des

anciens sites industriels et d’activités de service. Elle est réalisée essentiellement grâce aux

archives et est générée sous l’impulsion des DRIRE. Cet inventaire permettra à terme d’éviter

les modifications d’usage de ces sites erronés, comme construire une école sur un site pollué.

Des études ont montré que dans 50% des cas de pollution des sols ou des nappes phréatiques,

les polluants constatés sont des hydrocarbures (données BASOL). Le tableau 12 représente

quelques accidents mettant en jeu des hydrocarbures ces dernières années en France :

Tableau 1.2 Accidents mettant en jeu des hydrocarbures ces dernières années, en France (Source : ADEME1 et BRGM, base de données BASIAS2)

Date Localisation / Equipement Concerné

Cause de pollution

Polluant Quantité déversée et

milieu touché

Traitement Employé

2002 Rhône (69)1 Station service

Hydrocarbures légers type SP95/SP98

Environ 550 m3

SVE – Traitement de 6 mois

2001 Pont d’Ain (01)1

Fuite, site de

production de peinture

Xylène 3 200 à 4 000 m3 de sol

contaminé + eaux

souterraines

SVE + Stripping de l’eau souterraine – Traitement de 1 an

1990 Chavanay (42)²

Déraillement d’un train de wagons-

citernes

Hydrocarbures 250 à 300 m3 d’essence déversée +

Nappe phréatique

SVE + piège hydraulique et

pompage/écrémage de la phase

surnageante en surface de nappe-

Traitement de 14 mois



V.3. Partition des COV dans le sol

Les propriétés intrinsèques des polluants, les propriétés intrinsèques des milieux traversés, les

interactions entre les polluants et le milieu, ainsi que les conditions locales sont autant de

facteurs influençant la migration des polluants. La connaissance du comportement des

polluants a donc une incidence majeure en termes d’évaluation des risques : vitesse de

propagation, extension de la pollution, etc.

Lors d’une fuite ou d’un épandage, et sous l’effet de la pesanteur, les COV migrent d’abord

vers le bas, dans la zone non saturée entre le point de fuite et le toit de la nappe phréatique.

Au cours de cette descente, quatre phases peuvent être vecteurs de COV :

Phase gazeuse : les COV sont présents sous forme de vapeur dans la zone non-saturée.

Phase solide : une partie des COV évaporés migre dans le sol, ce qui donc peut engendrer

son adsorption sur les particules des sols que ce soit en zone saturée ou non-saturée (Nobre et

Nobre, 2004).

Phase aqueuse : une deuxième partie des COV se dissous dans l’eau interstitielle du sol.

Phase immiscible : quand la quantité des COV largués dans le sol est relativement

importante, il se forme une phase liquide individualisée immiscible (PLNA). Dans le cas où la

nappe phréatique se trouve à faible profondeur, la PLNA peut atteindre la frange capillaire en

s’étalant sous forme d’un produit flottant à faible épaisseur qui se déforme et s’allonge

préférentiellement en aval de l’écoulement de l’eau.

La figure 1.7 présente les différentes phases qu’occupent les COV dans la zone insaturée

après leur largage :



Figure 1.7 Les différentes phases d’une pollution organique dans la zone insaturée d’un sol contaminé

d’après (Pedersen and Curtis, 1991)

Les liquides ou les solvants organiques sont retenus dans la zone non saturée du sol par les

forces capillaires, la dissolution, la volatilisation et par sorption (Vopnu, 1996). La quantité

qui peut être retenue dépend des propriétés du sol et de la nature des produits chimiques

organiques (Rainwater et al, 1989). Selon Rathfelder et al. (1991), la fraction du liquide

organique retenue sous forme de gouttelettes de PLNA peut occuper de 3 à 5 L.m-3 de sol

dans les milieux perméables et de 30 à 50 L.m-3 dans un milieu imperméable.

V.4. Les propriétés des contaminants

Les propriétés physiques et chimiques d'un composé déversé dans le sol contrôlent, dans une

grande mesure, la partition et donc la distribution dans les différentes phases décrites (gaz,

dissous dans l'eau interstitielle, adsorbé sur les particules du sol, et PLNA).

La distribution d'un composé dans les quatre phases peut être décrite par plusieurs

paramètres (figure 1.8). Le degré avec lequel un composé organique s’évaporera dans la phase

vapeur, à l'équilibre, est indiqué par sa pression de vapeur et sa constante de Henry. Le degré

avec lequel ce composé, à l'équilibre, se dissoudra dans l'eau est lié à sa solubilité. Enfin, le



degré avec lequel un composé, à l'équilibre, s'adsorbera sur la phase solide est contrôlé par le

coefficient d'adsorption du sol.

SOLUTION SOL

PLNA

KH K'd

Kd

S

PV

Figure 1.8 Répartition entre phases des COV dans un sol pollué

La pression de vapeur saturante V.4.1

La pression de vapeur saturante est le paramètre qui exprime la tendance d’un composé à se

volatiliser dans la phase gazeuse. Toutes les substances solides ou liquides possèdent une

pression de vapeur. Ce paramètre peut être conceptualisé comme étant la solubilité du

composé dans l'air à une température donnée. Plus précisément, la pression de vapeur est

définie comme la pression exercée par le gaz à l'équilibre avec la phase liquide (PLNA) du

composé à une température donnée.

Pour un mélange de composés tels que l'essence par exemple, la composition du mélange a un

effet sur la pression de vapeur du composé. Dans des conditions idéales, la volatilisation d’un

mélange de composés volatils, peut être évaluée par la loi de Raoult : S

iiii PAXP = (1.23)

iX , la fraction molaire du composé i dans la solution, [-]

iP , la pression de vapeur partielle du composé i au dessus de la solution, [M.L-1.T-2]

iA , coefficient d'activité du composé dans le mélange organique, [-]

SiP , la pression de vapeur saturante du composé organique i à l’état pur, [M.L-1.T-2]

La température a aussi une forte influence sur la pression de vapeur d'un composé. Pour la

plupart des composés organiques de masses moléculaires intermédiaires, la pression de

vapeur augmente trois à quatre fois pour chaque augmentation de température de 10 °C (Jury



et al., 1987). En général, la pression de vapeur Ps peut être approximée par l’équation de

Clapeyron :

( ) ( )TBATPS −= exp (1.24)

T , température, [K]

A et B , constantes caractéristiques du composé, [-]

En se basant sur les effets de la température, exprimée par l'équation ci-dessus, l’efficacité de

la technique d’extraction sous pression réduite peut être influencée par l'augmentation de la

température. Toutefois, les fluctuations saisonnières de la température du sol sont rendues

négligeables avec la profondeur de la zone non-saturée. L'injection de vapeur et le chauffage

du sol sont des techniques qui peuvent améliorer la volatilisation des composés organiques

qui contaminent le sol.

Si la contamination n'est pas présente sous la forme de PLNA, la pression de vapeur saturante

devient un paramètre moins important. L'adsorption des contaminants dans le sol, et leur

solubilité dans l’eau interstitielle permettront de déterminer leur volatilité relative.

L’annexe I présente les pressions de vapeur saturante d’un certain nombre de composés

organiques.

La constante de Henry V.4.2

La constante de Henry régit la volatilisation d’un contaminant en solution, plutôt que d’un

produit pur. Selon la loi de Henry, la concentration de gaz dissous est proportionnelle à la

pression partielle du gaz au dessus du liquide.

De la même manière que la pression de vapeur saturante traduit la répartition d’un composé

dans la phase organique liquide et gazeuse, la constante de Henry (souvent exprimée en

Pa.m3.mol-1) décrit la capacité d’un composé qui se trouve en solution d’exister en phase

gazeuse. Plus la constante de Henry est élevée, plus ce composé a tendance à se volatiliser.

l

gH C

CK = (1.25)

HK , la constante de Henry, [-]

gC , concentration dans la phase gazeuse à l’interface eau-gaz, [mol.L-3]

lC , concentration dans la phase liquide à l’interface eau-gaz, [mol.L-3]



La constante de Henry peut être exprimée en fonction de la pression de vapeur saturante du

contaminant, de sa concentration dans l’eau et de la température comme suit :

⎥⎦⎤

⎢⎣⎡=

l

aS

H CTMPK .

..4,16 (1.26)

aM , la masse moléculaire du composé, [M.mol-1]

La constante de Henry d’un composé dépend fortement de la température et augmente avec

l’augmentation de celle-ci. Selon Lyman et al. (1982) la constante de Henry augmente de

1,6 fois pour une augmentation de 10 °C de la température.

La solubilité V.4.3

La solubilité d'un composé contrôle le degré avec lequel un composé se dissous dans l'eau

interstitielle de la zone non-saturée. Cette caractéristique a une influence sur le transport du

polluant dans le sol. Les composés ayant une grande solubilité auront plutôt tendance à migrer

plus facilement dans la zone saturée du sol.

La solubilité est définie comme étant la quantité maximale du composé pouvant être dissoute

dans l’eau à une température donnée. Pour un mélange de composés organiques, tels que

l'essence, la solubilité est une fonction de la fraction molaire de chaque composé

dans le mélange :

iiii SAXC = (1.27)

iC , la concentration en équilibre du composé i dans le mélange organique, [M.L-3]

iX , la fraction molaire du composé i dans le mélange, [-]

iA , coefficient d'activité du composé i dans le mélange, [-]

iS , la solubilité du composé i à l’état pur, [M.L-3]

Le tableau 1.3 donne une idée sur les valeurs des caractéristiques des COV influençant

l’efficacité d’un traitement par extraction sous pression réduite.



Propriétés du COV Caractéristiques

Ps < 133 Non volatil Pression de Vapeur Saturante PS[Pa] 133 < Ps Volatil

H< 100 Faiblement volatil, phénomène d’adsorption prédomine

100 < H < 500 Le composé est volatil

Valeurs de la Constante de Henry H [Pa.m3.mol-1]

H > 500 Le composé est très volatil S < 10 insoluble à peu soluble

10 < S < 1 000 peu soluble à soluble Valeur de solubilité S (mg.L-1)

S > 1 000 soluble à très soluble

Tableau 1.3 Caractéristiques des COV influençant l’efficacité du traitement par extraction sous pression réduite, (Source : Centre National de Recherche sur les sites Pollués, Le Hecho)

Le coefficient d’adsorption V.4.4

Ayant une grande surface d'adsorption, la teneur en matière organique du sol et sa teneur en

matière minérale sont toutes les deux liées à la capacité du sol à adsorber des contaminants

organiques. L’adsorption de polluants dans le sol augmente l’immobilité des contaminants et

diminue leurs volatilités relatives au cours des opérations de traitement par extraction sous

pression réduite. La capacité d’adsorption du sol devient particulièrement plus importante

dans des conditions plus sèches.

Le coefficient Kd définit la distribution d’un composé entre la phase solide et la phase liquide

du sol. Il caractérise la tendance d’un composé à être retenu par la matière organique du sol :

plus le Kd est élevé, plus le composé tend à quitter la phase liquide pour se fixer sur la matière

organique présente dans le sol (Gidda, 2003).

Le coefficient d’adsorption du sol Kd peut être calculé à partir de la teneur en matière

organique du sol et du coefficient d’adsorption au carbone organique du contaminant Kocf oc :

ococd KfK .= (1.28)

La valeur de pour un sol relativement riche en matière organique varie en général entre 1 et

8 %, alors que pour un sol sableux, cette valeur est comprise entre 0,02 et 1 %. Pour les sols à

faible teneur en matière organique ( < 0,1%), l'adsorption sur les grains de matériaux

minéraux peut être dominante.

ocf

ocf

Les chercheurs ont évalué un certain nombre de paramètres permettant d'estimer les valeurs

de à partir des propriétés du contaminant. La méthode la plus facile est de calculer le ocK



ocK en se basant sur le coefficient de partage octane-eau . Le KowK ow représente le rapport de

la concentration à l'équilibre d'un composé entre une phase aqueuse et une phase d’octane. Un

composé est dit non polaire ou apolaire si log(Kow) > 4, polaire si log(Kow) < 1,5 et

moyennement polaire si le log(Kow) est compris entre ces deux valeurs.

De nombreuses équations sont définies dans la littérature pour décrire la relation entre et

K

ocK

ow. Un exemple est donné par l'équation ci-dessous (Hassett et al., 1980):

202.0log999.0log −= owoc KK (1.29)

La plupart des contaminants organiques sont plus facilement adsorbés dans le sol qu'ils sont

désorbés. Par conséquent, il faut beaucoup plus de temps et d'énergie pour la désorption d'un

contaminant dans le sol. Ce phénomène, connu sous le nom de l'hystérésis, tend à réduire

l’efficacité d’un système d’extraction, en particulier au cours de la dernière phase de

décontamination.

La biodégradation V.4.5

Le processus naturel qui peut jouer un grand rôle dans la remédiation d’un sol contaminé est

la biodégradation. La plupart des sols contiennent des micro-organismes que si certains

nutriments basiques existent et une alimentation adéquate en oxygène est assurée, peuvent

dégrader plusieurs hydrocarbures.

La plupart des composés organiques comme les BETX sont facilement biodégradables.

Quelques composés halogénés tels que le chlorure de méthylène et le chlorobenzène sont

également biodégradables dans des conditions aérobiques favorables.

L'un des procédés de dépollution les plus créatifs qui utilise la technique d’extraction sous

pression réduite est celui qui permet de contrôler les niveaux d'oxygène dans le sous-sol afin

de maximiser la biodégradation in situ des composés biodégradables en aérobie. Cette

modification de l’extraction sous pression réduite est connue sous le nom de « bioventing ».

Le bioventing peut réduire les coûts de traitement des effluents gazeux et peut également

entraîner déjà une décontamination des composés organiques semi-volatils qui ne sont pas

volatilisés.

V.5. Résumé

L’équation suivante est souvent utilisée pour exprimer la concentration totale d’un

contaminant au sein d’un système de quatre phases (Zhao, 2007, Duggal, 2005, Gidda, 2003) :



sannggee CCCCC ρθθθ +++= (1.30)

C , concentration du contaminant dans le sol, [M.L-3]

eθ , teneur en eau dans le sol, [L3.L-3]

eC , concentration du polluant dans la phase aqueuse, [M.L-3]

gθ , porosité du sol occupée par l’air, [L3.L-3]

gC , concentration du polluant dans la phase gazeuse, [M.L-3]

nθ , fraction de la phase non-miscible, [L3.L-3]

nC , concentration du polluant dans la phase non-miscible, [M.L-3]

aρ , masse volumique apparente du sol, [M.L-3]

SC , concentration du polluant adsorbé par le sol, [M.M-1]

En général, on suppose que le système est en équilibre afin de simplifier les relations existant

entre ces quatre phases. Cela veut dire que le transfert de masse qui se produit entre toutes les

phases est assez rapide et qu’il n’existe pas de phase dominante. Hayden et al. (1994) ont

suggéré que la relation suivante est valable quand la phase liquide non-aqueuse existe et

qu’elle perd sa validité à des basses concentrations de contaminant. L’équation précédente

peut être simplifiée tant que l’équilibre local est assumé :

)( ocaownHgee KKKCC ρθθθ +++= (1.31)

VI. TRANSPORT DES COV DANS LE SOL

La diffusion et la dispersion mécanique sont deux phénomènes qui devrant être pris en

compte en même temps. Le flux dispersif total est alors égal à la somme de ces deux flux :

φφφ diffmdispdisp+=

. (1.32)

VI.1. Convection ou advection

La convection est définie comme étant le processus par lequel le contaminant se déplace avec

la phase dans laquelle il est présent. Il s’agit du transport d’un mélange gazeux sous l’effet

d’un gradient de pression. La loi utilisée pour décrire le mouvement des gaz est l’équation de

Darcy.



Le flux massique de polluant présent dans la phase gazeuse et déplacée sous l’action du

phénomène de convection s’exprime par :

Pg

i

gg

i

g

i

conv

kCqC ∇⋅⋅=⋅=µφ int (1.33)

φ i

conv, le flux convectif du polluant i, [M.L-2.T-1]

Ci

g, la concentration en polluant i en phase gazeuse, [M.L-3]

gq , la vitesse de Darcy du gaz, [L.T-1]

Dans les conditions naturelles, où les gradients de pression au sein du sol sont faibles, le

transfert par advection des polluants organiques est négligé. En conséquence, l’évolution dans

le temps du transfert de ces composés est fonction de processus de diffusion et d’adsorption.

VI.2. La dispersion

La dispersion décrit deux phénomènes accouplés, la diffusion moléculaire et la dispersion

cinématique.

La diffusion moléculaire VI.2.1

La diffusion moléculaire est un phénomène physique lié à l’agitation moléculaire. Dans un

fluide au repos, le mouvement brownien envoie des particules dans toutes les directions de

l’espace. S’il y a un gradient de concentration dans le fluide, les molécules en mouvement se

déplaceront en moyenne de la zone la plus concentrée vers la zone la moins concentrée.

La diffusion est le mécanisme de transport le plus important dans les zones à faible

perméabilité. Les zones à faible perméabilité qui ont accumulé des polluants organiques sur

de longues périodes (particulièrement pour les composés à faible solubilité) peuvent se

comporter à long terme comme des sources secondaires de polluants (Grathwohl, 1998).

La diffusion peut se produire en phase aqueuse ou en phase gazeuse. Dans la zone insaturée,

la diffusion des composés en phase gazeuse est beaucoup plus rapide que la diffusion des

composés en solution dans l’eau. Toutefois, la diffusion dans l’air du sol dépend du degré de

saturation en eau par l’intermédiaire de la porosité remplie d’air (Grathwohl, 1998).

Le déplacement diffusionnel du constituant dans la phase fluide immobile ou mobile sans

remous turbulents et à concentration totale constante obéit à la loi de Fick :

CDediff ∇−= .φ (1.34)



diffφ , densité de flux diffusif du constituant à travers un volume unité, [mol.T-1.L-2]

eD , coefficient de diffusion (ou diffusivité) du constituant dans le mélange, [L².T-1]

C , la concentration molaire du constituant dans le mélange, [mol.L-3]

Lorsque la concentration varie au cours du temps, il faut utiliser la seconde loi de Fick qui est

obtenue en utilisant la conservation de la masse et la première loi de Fick :

tCCDe ∂

∂=∇2. (1.35)

Les coefficients de diffusion effective dans le gaz, basés sur le modèle de Millington et Quirk

(1961), introduisent la théorie de la diffusion moléculaire à l'air libre dans la diffusion dans un

milieu poreux en tenant compte de sa tortuosité :

τ.me DD = (1.36)

mD , coefficient de diffusion moléculaire dans l’air libre, [L2.T-1]

Selon Kassim (2005), les coefficients de diffusion dans l’air des COV en phase gazeuse

peuvent être estimés en utilisant la méthode FSG (Fuller-Schettler-Giddings) :

23/13

1

75.13 1110

⎟⎠⎞⎜

⎝⎛ +

+=

−

gair

gairm

VVP

MMTD (1.37)

mD , coefficient de diffusion moléculaire, [L2.T-1]

airM , la masse molaire de l’air, [M.mol-1]

gM , la masse molaire du composé organique, [M.mol-1]

airV , volumes molaires de l’air, [L3.mol-1]

gV , volumes molaires du composé organique, [L3.mol-1]

Le tableau 1.4 présente les valeurs des coefficients de diffusion dans l’air de quelques

composés organiques en phase gazeuse estimés par cette méthode



Composé Coefficient de diffusion dans l’air (cm2.s-1)

Méthanol 0.162

Chlorure de vinyle 0.11

Dichlorométhane 0.105

Trichloréthylène 0.0833

Perchloréthylène 0.076

Benzène 0.094

Toluène 0.0804

o-xylène 0.0735

p-xylène 0.0735

Naphtalène 0.0702

Phénanthrène 0.0597

Pentachlorophénol 0.0592 Tableau 1.4 Coefficients de diffusion dans l’air de quelques polluants organiques à 298 K sous la pression atmosphérique (Grathwohl, 1998)

La dispersion mécanique (ou cinématique) VI.2.2

La dispersion mécanique est un phénomène de mélange essentiellement lié à l’hétérogénéité

des vitesses microscopiques quelle que soit l’échelle d’observation au sein du milieu poreux.

A l’intérieur d’un pore, les vitesses ne sont pas uniformément réparties dans la fraction

mobile. De pore à pore, la différence des ouvertures et des longueurs de trajets engendre une

différence des vitesses moyennes. Ce processus peut entrainer également un étalement de la

propagation des éléments par rapport à la direction principale de l’écoulement.

La dispersion mécanique est le résultat de l’existence d’un champ de vitesse réel. Tout comme

la diffusion, le flux relatif à la dispersion mécanique est proportionnel au gradient de

concentration :

CD mdispmdisp ∇−= ...φ (1.38)

mdisp.φ , densité de flux diffusif du constituant à travers un volume unité, [mol.T-1.L-2]

mdispD . , coefficient de dispersion mécanique du constituant dans le mélange, [L².T-1]

Le coefficient de dispersion mécanique est en fonction de la vitesse du fluide dans les pores et

de la dispersivité :



effmdisp vD .. α= (1.39)

α , la dispersivité – distance de pénétration du polluant dans le sol, [L]

effv , la vitesse du fluide dans les pores, [L.T-1]

, paramètre empirique, [-]

VII. L’EXTRACTION SOUS PRESSION REDUITE

VII.1. Généralités

Les techniques de dépollution des sols sont très nombreuses et peuvent être classées dans une

première approche selon quatre familles principales :

Les traitements sur site : les terres et les eaux polluées sont extraites et traités sur place,

Les traitements in situ : le sol pollué est traité sur place,

Les traitements hors site : On excave puis on évacue les déchets, les terres et les eaux

polluées dans un centre de traitement adapté,

Le confinement : la pollution reste en place mais on empêche sa migration (mise en

place d’une couverture de surface par exemple).

Les traitements hors site sont généralement effectués lorsque les techniques sur site et in-situ

ne sont pas réalisables, ceux-ci ajoutent un surcoût dû au transport et engendrent des mesures

de sécurité supplémentaires pour limiter la diffusion de la pollution pendant le

transport.

Pour dépolluer un sol, selon les besoins et le stade de contamination, il est possible, soit

d’extraire les contaminants, soit de stopper sa migration, soit de les dégrader. Les traitements

à mettre en œuvre sont généralement choisis en fonction des paramètres suivant :

La nature du sol,

Les polluants présents,

Les objectifs de dépollution à atteindre,

Les délais imposés,

L’espace disponible,

Le contexte économique et réglementaire,



La destination future du site.

VII.2. Description de l’extraction sous pression réduite

L'extraction sous pression réduite connue en anglais sous l’acronyme « Soil Vapor

Extraction » a été utilisée pour la première fois dans les années quatre-vingts. La technique

traite in situ les zones insaturées du sol puisqu’elle est particulièrement efficace pour traiter

les cas de contamination par des hydrocarbures légers de type essence, et d’une façon

générale les produits volatils. L’extraction sous pression réduite fait partie des méthodes

physiques de traitement des sols. Elle est principalement utilisée comme technique in situ.

Le procédé consiste à créer une dépression dans le sol et induire de cette façon un écoulement

contrôlé d’air qui entrainera avec lui les contaminants volatils et quelques contaminants semi-

volatils du sol. En général, la dépression exercée au sein du sol est de l’ordre de quelques

centaines de millibars. Le rayon de la zone traitée est souvent de quelques mètres à quelques

dizaines de mètres en fonction des caractéristiques du sol (porosité, structure, perméabilité à

l’air).

L’extraction sous pression réduite est une technique de remédiation très attractive à cause :

de sa capacité de réduire la concentration des contaminants situés à des grandes

profondeurs.

de la possibilité de maintenir les activités normales du site.

du prix très bas de la dépollution par rapport aux autres techniques.

Lors du traitement par extraction sous pression réduite, l’extraction des gaz du sol réduit la

concentration des composés organiques dans la phase gazeuse et déplace les équilibres entre

la phase gazeuse et les autres phases dans le sens de l’évaporation.

Le principe du traitement de sols pollués par extraction sous pression réduite peut être

schématisé ainsi :



Figure 1.9 Schéma de principe du traitement de sols pollués par extraction sous pression réduite (ADEME, 2009)

La technique d’extraction sous pression réduite est un procédé de traitement très

avantageux. En effet, son coût est très faible par rapport aux autres techniques de dépollution

(environ 20 à 30€ la tonne). C’est une technique qui, d’après les données de l’ADEME, est

utilisée dans 46% des cas lorsqu’il y a traitement in situ, et dans 17,2% des cas toutes

techniques de traitement confondues.

Un système typique d’extraction sous pression réduite consiste en une pompe sous vide, un ou

plusieurs puits d’extraction perforés principalement au niveau de la zone contaminée du sol,

un séparateur gaz-liquide, des débitmètres et un système de traitement du gaz extrait (en

fonction de la régulation locale d’émission de gaz) (USACE, 2002). Un schéma classique de

la technique est présenté dans la figure suivante :

Figure 1.10 Schéma descriptive de la technique d’extraction par pression réduite (Brusturean, 2004)



VII.3. La mise en œuvre de l’extraction sous pression réduite

Un système d’extraction typique comprend les puits d’extraction, les puits d’injection d’air,

un système de pompage et une unité de traitement des effluents gazeux.

Les puits d’extraction VII.3.1

Les puits d’extraction sont installés dans la zone insaturée du sol. En général, des tests sur

pilote, combinés aux caractéristiques du sol, sont réalisés afin de déterminer la distance entre

puits et leurs profondeurs.

Le puits d’extraction consiste généralement en un tube de PVC strié et placé dans un

garnissage perméable (sable grossier ou gravier). La surface du puits et les premiers mètres de

forage sont généralement couverts d’un matériau imperméable (béton, ciment, bentonite) afin

d’éviter l’arrivée directe d’air depuis la surface qui court-circuiterait le passage de l’air dans

la zone polluée.

Figure 1.11 Schéma d’un puits d’extraction (EPA,2003)

La longueur de la partie perforée du puits influe beaucoup sur les performances d’un système

d’extraction. Cette longueur varie entre couvrir toute la zone insaturée du sol et le petit

intervalle qui correspond à la zone contaminée.

Si les eaux souterraines sont touchées, les concentrations de vapeurs en COV les plus élevées

seront souvent situées immédiatement au-dessus de la nappe phréatique, en particulier



lorsqu’il s’agit d’un produit flottant. Dans ce cas, la section perforée du puits doit être placée

à proximité de la table d'eau pour avoir une efficacité optimale d’extraction (USACE, 2002).

Les puits d’extraction peuvent être installés horizontalement dans les cas où la nappe est peu

profonde afin de minimiser les remontées des eaux souterraines (Hutzler et al., 1990). Dans

de tels cas, l'air est extrait de la zone non saturée d’une manière plus efficace.

Zone pollué

Figure 1.12 Puits horizontal (ADEME, 2003)

Flux d ’air

Flux d ’air

Sol pollué

Matériauperméable

Figure 1.13 Vue latérale d’une tranchée (ADEME, 2003)

Le système de pompage et les instruments de contrôle VII.3.2

Le choix du type et de la taille du système d’aspiration doit être basé à la fois sur le vide

nécessaire à atteindre et sur le débit total d’air extrait.

Le vide ou la dépression désirée est souvent obtenu grâce à une pompe ou une turbine. Les

systèmes les plus puissants peuvent aspirer jusqu’à 150 m3 de gaz par minute et créer donc

des vides très poussés.

Dans la conception d'un système d’extraction sous pression réduite, une grande attention doit

être accordée à l'instrumentation et au système de contrôle. Un bon système de contrôle

permet de s'assurer que toutes les composantes sont coordonnées et fonctionnent

efficacement. Les paramètres généralement suivis lors d’une opération de traitement par

extraction sous pression réduite comprennent :



La pression ou le vide.

Le débit d’air extrait.

La température du gaz extrait.

La concentration des COV dans le gaz extrait.

Les équipements utilisés pour surveiller ces paramètres fournissent les informations

nécessaires pour faire les ajustements nécessaires et suivre l’avancement de la

décontamination.

Unités de traitement préliminaires des gaz extraits VII.3.3

Les vapeurs extraits peuvent contenir du condensat, des eaux souterraines entraînées par

l’écoulement de l’air et des particules qui peuvent endommager les instrumentations et

diminuer l'efficacité du système. Afin de minimiser les dégâts causés au système d’extraction,

les vapeurs extraits passent généralement dans un séparateur gaz/liquide et un filtre à

particules avant d'entrer dans la pompe à vide.

L’unité de traitement des gaz extraits VII.3.4

Le gaz partant du sol peut être traité pour récupérer ou détruire les contaminants, selon la

règlementation de la pollution du pays. Les unités de traitement doivent être en mesure de

faire face à une vaste gamme de produits chimiques et de concentration pour prévenir

l'exposition de la zone environnante aux COV. Les concentrations initiales des COV extraits

peuvent varier entre moins de 100 ppmv à plus de 10 000 ppmv. Le système de traitement

doit fonctionner correctement pour ces plages, ainsi que pour celles rencontrées à la fin du

processus de traitement, c'est-à-dire, quelques ppmv.

Les traitements les plus fréquemment employés sont :

L’incinération.

L’oxydation catalytique.

L’adsorption sur charbon actif granulaire.

Le passage par des biofiltres.

La condensation.



Les installations optionnelles VII.3.5

a. Couvertures imperméables

L’installation d’une couverture imperméable autour du puits d’extraction peut éviter les

infiltrations d’eau pendant le traitement et étendre le rayon d’influence issu d’un puits en

limitant les courts circuits d’air qui se produisent autour de ce dernier.

b. Puits d’injection d’air

Les puits d’injection d'air peuvent être utilisés afin d’ajuster la distribution d’air et d'améliorer

sa circulation. Ces puits sont souvent utilisés dans les sites où la zone non-saturée est

profonde (c'est-à-dire une épaisseur supérieure à 10 mètres) ou lorsque la zone ciblée par le

traitement est isolée de l'atmosphère par un matériau imperméable.

VII.4. Paramètres liés au dimensionnement des systèmes d’extraction

L’optimisation d’un système d’extraction consiste en la recherche d’une configuration

d’efficacité maximale en prenant en considération les limites de chaque site contaminé. Le

dimensionnement d’un système d’extraction consiste à trouver un compromis entre les

objectifs de la réhabilitation et le coût de l’opération.

En général, la clef de dimensionnement d’un système de décontamination efficace reste

toujours la réalisation d'une étude préliminaire de traitabilité à l'avance. Les résultats obtenus

par une étude sur un pilote d’essai peut fournir les paramètres principaux, tels que la

dépression optimale, le rayons d’influence dans la zone non-saturée du sol ainsi que le débit

optimum d'extraction du gaz du sol (EPA, 2004). Ces paramètres sont essentiels pour le choix

et la conception des pompes à vide et des systèmes de traitement du gaz.

Le volume du sous-sol visé par le traitement et les niveaux de remédiation ciblés doivent aussi

être définis avant de commencer la conception d’un système d’extraction (USACE, 1995).

Les paramètres importants à prendre en compte lors de la conception des systèmes

d’extraction sous pression réduite sont :

Le rayon d'influence VII.4.1

Le rayon d'influence (RI) est le rayon de la zone où l’écoulement induit d'air est suffisant pour

achever les taux de remédiation désirés (EPA, 2004).



Le rayon d’influence dépend de plusieurs facteurs comprenant la géométrie du système

d'extraction, la perméabilité intrinsèque à l’air du sol, la teneur en eau du sol, et le temps

désiré de remédiation. Le rayon d’influence peut être déterminé par les études préliminaires,

ou même estimé à partir de la modélisation d’écoulement d’air au sein du sol. Généralement,

le RI d’air peut s'étendre de 2 m (pour les sols fins) à 30 m (pour les sols granuleux) pour un

seul puits d’extraction (EPA, 2004).

Le rayon d’influence qui est plus adapté pour les écoulements axisymmetric d’air induits par

des puits verticaux, a un certain nombre de définitions différentes qui lui sont associées. Il est

le plus souvent défini comme la distance où une certaine pression est mesurée (Beckett and

Huntley, 1994, Johnson and Etinger, 1994). La littérature défini des valeurs de pression allant

de 0.025 mbar à 0.25 mbar (DiGiulio et Varadhan, 2001).

Le rayon d’influence est souvent déterminé en traçant les courbes d’évolution de la pression

en fonction de la distance radiale. Une extrapolation linéaire est ensuite appliquée pour

obtenir la distance où la valeur de pression désirée est atteinte. La détermination ou la

localisation du rayon d’influence se fait aussi "expérimentalement" en installant des points de

contrôle de la pression à des distances différentes du puits d’extraction.

La définition du rayon d'influence décrite ci-dessus reste très limitée car elle ne permet

d’avoir aucune information sur le temps nécessaire de traitement. Par conséquent, les

systèmes d’extraction conçus en se basant uniquement sur cette définition, ont tendance à

sous-estimer le temps nécessaire de traitement et ne garantissent que la maîtrise ou le

confinement des vapeurs de la contamination (Johnson and Etinger, 1994).

Johnson (1988) a affirmé que le rayon d’influence basé sur l’atteinte d’un vide minimal

n’est pas un paramètre de dimensionnement efficace. Selon le même auteur, le coût des

opérations de décontamination pourrait être réduit par une augmentation du nombre de puits

d'extraction au lieu d’exercer des vides très poussés avec moins de puits.

Une approche plus pertinente pour mieux dimensionner un système de décontamination par

extraction sous pression réduite consiste à essayer d’atteindre une vitesse d’air minimale,

partout au sein de la zone contaminée. Cela se traduit par un taux d'échange d'air qui mènera à

une décontamination dans une durée optimale. L’estimation des vitesses d'air obtenues à

différents débits d’air est nécessaire pour un espacement adéquat des puits d’extraction

(Johnson and Ettinger, 1994, Shan et al., 1992; Falta et al., 1993, DiGiulio et Varadhan, 2001,

Dixon, 2007).



L’écoulement de l’air devrait se faire à des vitesses élevées afin de dériver de l’équilibre.

L’extraction de la phase gazeuse du sol devrait se faire aussi à une vitesse élevée pour que la

durée du traitement soit minimale. Cependant, un écoulement d’air qui se produit avec une

vitesse plus élevée que la capacité des contaminants à se volatiliser dans l'air extrait,

engendrera des concentrations très faibles dans le gaz extrait. Ce comportement peut devenir

un facteur limitatif du processus de volatilisation (Gidda, 2003).

De nombreuses études ont été menées afin d’étudier les différents processus de transfert de

masse, tels que la volatilisation de la PLNA (Ng et Mei, 1996) et de la PLNA dissoute dans

l'eau (Armstrong et al., 1994, Fisher et al., 1996, Powers et al., 1992) et de désorption des

contaminants des particules de sol. Ces expériences ont montré que le transfert n’est pas

toujours idéal à cause des facteurs limitatifs de transfert de masse (Hayden et al., 1994).

Les raisons de ce comportement non-idéal sont liées aux mécanismes qui contrôlent le

transfert de masse résultant par exemple de l'hétérogénéité du sol et de la diffusion des COV

des zones à faible perméabilité vers les zones où l’écoulement d’air est relativement important

(Johnson et al., 1990a). La non-uniformité de la distribution des contaminants dans le sol et la

diffusion des contaminants dans l'eau peuvent également causer un transfert de masse limité,

en particulier pour les sols à teneur élevée en eau. Selon Yang et al. (1999), ces scénarios sont

très compliqués et difficiles à simuler.

La vitesse d’air doit donc être suffisamment faible, pour donner un temps suffisant pour que

la diffusion puisse se faire à partir des régions qui ne sont pas atteintes directement par

l’écoulement d'air, mais assez élevée pour limiter l’accumulation des gaz chargés en polluants

et donc éviter un temps de réhabilitation excessif (USACE, 2002).

Il y a une forte relation entre la sélection de la vitesse d’air optimale et le temps de

réhabilitation. L'importance de maintenir un gradient de concentration au cours du transport

des contaminants a été démontrée par Armstrong et al. (1994).

Les expériences réalisées sur des colonnes de laboratoire par Wilkins et al. (1995) montrent

que la vitesse d’air devrait dépasser 0.25 cm/s dans les sols contaminés où la PLNA est

présente. Cependant, les études menées par Armstrong et al. (1994), Gierke et al. (1992), et

Ng et Mei (1996) suggèrent une vitesse d’air minimale de l’ordre de 0.01 cm/s pour les sols

contaminés où la PLNA n’est pas présente.

Shah et al. (1995) ont réalisé des études sur des sols sableux pollués artificiellement avec une

PLNA de benzène. Le suivi des concentrations en benzène dans l’air extrait a montré que les



concentrations étaient plus élevées pour les expériences où le débit d’air était faible. Cela a

été attribué à l’augmentation de la durée de contact entre le contaminant et l’air qui s’écoule

dans le sol.

Le traitement d’air chargé en contaminants avant son largage vers l’atmosphère pourrait

devenir très couteux si le débit d’air est très élevé. Le traitement par charbon actif n’est

efficace que si les concentrations en contaminants sont relativement élevées. En plus, la

réalisation d’un débit d’air élevé nécessite l’emploi d’équipements très couteux et beaucoup

d’énergie afin d’exercer un vide poussé dans le sous-sol.

Armstrong et al. (1994) avaient simulé l’évolution du temps nécessaire pour l’extraction de

99% de la masse totale des contaminants avec un traitement continu, en fonction de la vitesse

d’air induite dans le sol. La courbe avait deux parties distinctes, une première partie où le

temps de traitement diminue exponentiellement avec l’augmentation de la vitesse d’air, et une

deuxième partie où la courbe devient horizontale : la vitesse d’air n’a plus aucune influence

sur le temps de traitement (figure 1.14). Selon ces auteurs, durant toute la première partie de

la courbe, le temps de séjour d’air est suffisamment long pour permettre aux différents

processus de partage de s’équilibrer. ces mêmes auteurs suggèrent donc que la vitesse d’air

critique (ou optimale) correspond au point d’inflexion de la courbe.

Figure 1.14 Temps nécessaire à l’extraction de 99% de la masse des polluant en fonction de la vitesse

d’air (Armstrong et al., 1994)

Le transfert des polluants vers la phase gazeuse se fait à partir des différentes phases du sol.

Ainsi, il existe trois vitesses d’air critiques : une vitesse critique pour un transfert de masse

air/PLNA optimal, une vitesse critique pour le transfert air/phase aqueuse, et une vitesse

critique liée au transfert de masse phase aqueuse/solide (DiGiulio et Varadhan, 2001).



Le vide à appliquer VII.4.2

Le vide à appliquer est la dépression exigée pour produire le rayon d'influence désiré. Les

vides exigés sont habituellement déterminés à l'aide des études préliminaires, et ils s'élèvent

typiquement à des valeurs très grandes dans le cas des sols moins perméables qui exigent

généralement des dépressions plus élevées pour produire des rayons d'influence raisonnables.

Le débit d’extraction VII.4.3

Le débit d'extraction des vapeurs est le débit volumétrique du gaz du sol qui sera extrait à

partir de chaque puits d'extraction. Le débit d'extraction de vapeur, le rayon d'influence et le

vide appliqué sont des paramètres interdépendants, (c.-à-d qu’un changement du taux

d'extraction causera un changement du vide appliqué et du rayon d'influence).

Les débits d’air dans les systèmes d’extraction sous pression réduite varient selon la

complexité du sol, la nature des contaminants et du temps de traitement désiré. Il existe

encore moins de travaux sur le sujet mais il est logique de penser qu’une augmentation du

débit d’air extrait peut rendre les gradients de concentration entre la phase gazeuse et les

autres phases en présence plus élevés et donc réduire le temps nécessaire pour atteindre le

taux de dépollution fixé.

Les débits appropriés d'extraction de vapeur peuvent être déterminés à partir des études

préliminaires ou estimés en utilisant les modèles mathématiques d’écoulement d'air dans un

milieu poreux.

Les niveaux de réhabilitation VII.4.4

Les niveaux de remédiation où les concentrations finales en contaminants devraient être

définis en se basant sur les normes exigées. Les niveaux de décontamination détermineront les

zones du site qui demandent un traitement et quand les opérations de dépollution peuvent être

arrêtées (USACE, 1995).

Le temps de réhabilitation VII.4.5

L’estimation du temps de traitement pour un système d’extraction a toujours été difficile et

complexe (Chai et Miura, 2004). Le temps de traitement est un critère important dans

l’évaluation de l'efficacité de la technique d’extraction sous pression réduite parce que le

temps de traitement d’un site pollué est lié étroitement au coût des opérations de traitement

par extraction sous pression réduite.



Johnson et al. (1990a) ont affirmé que les trois aspects qui pourraient être considérés pour

évaluer si le système d’extraction peut être arrêté : la masse cumulée des contaminants

extraits, la composition et la concentration des vapeurs extraits, la composition et la

concentration du sol.

Le temps de traitement dépend du taux de décontamination, qui est en partie lié au débit

d’extraction d’air. Les autres variables qui influent sur le temps de réhabilitation incluent les

chemins d’écoulement d'air, les vitesses interstitielles induites au sein des pores et les

coefficients de transfert de masse vers la phase gazeuse (Digiulio et Varadhan, 2001).

En réalisant plusieurs tests sur différents types de sols, Conceicao et al. (2006a,2006b)

affirment que le temps de réhabilitation est largement influencé par la teneur en eau et en

matière organique du sol pollué.

Zhao et al. (2008) proposent d’estimer le temps d’arrêt en calculant l’efficacité du système de

décontamination en fonction du temps. Le temps de réhabilitation est atteint quand l’efficacité

du système devient inférieure à 10-4.

Le volume total des pores VII.4.6

Le calcul du volume total des pores (VTP) est nécessaire pour déterminer le taux d’échange

qui est déduit en divisant le VTP de la zone à traiter par le taux d'extraction (pour le gaz et les

eaux souterraines séparément). Le VTP est calculé en multipliant la porosité du sol à l’air θg

par le volume du sol à traiter V. On peut calculer le temps requis pour échanger un VTP en

utilisant l'équation suivante :

v

g

QV

TEθ

= (1.40)

TE, taux d’échange d’un volume de gaz égal à VTP, [T]

V , volume du sol à traiter, [L3]

vQ , débit d’extraction du gaz, [L3.T-1]

La littérature suggère qu'un volume de gaz de sol égal au VTP doit être extrait au moins

quotidiennement pour un traitement efficace surtout si la volatilisation est prévue d’être le

mécanisme primaire de transfert des polluants (EPA, 2004). Le nombre de volumes de pores

nécessaire pour atteindre un niveau de temps dépend des caractéristiques du sol, des

propriétés et des concentrations des contaminants (Atkinson, 1999).



VII.5. Performances de l’extraction sous pression réduite

La technique de dépollution par extraction consiste à déplacer tous les équilibres dans le sens

de l’évaporation ou de la désorption pour pouvoir réduire en continu la concentration des

composés organiques dans le sol.

L’extraction des polluants organiques se fait majoritairement en trois phases (Anderson,

1994) :

- Phase d’évacuation : la phase gazeuse riche en contaminants est évacuée en premier

temps, la concentration des composés organiques dans le flux extrait est maximale. Cette

phase est affectée par le débit d’extraction, plus ce dernier est élevé plus le temps de cette

phase est court.

- Phase d’évaporation : le déséquilibre crée lors de la précédente étape entre la phase

gazeuse et les autres phases engendrent l’évaporation du PLNA. La concentration des

polluants dans le flux d’air commence donc à baisser au cours du temps.

- Phase diffusionnelle : c’est l’étape limitante du traitement selon plusieurs auteurs

(Grathwohl, 1998). Les polluants contenus dans les zones non atteintes par le flux d’air

diffusent vers lui sous l’action du gradient de concentration crée.

L’évolution de la concentration en composés organiques dans la phase extraite en fonction du

temps a théoriquement une forme semblable à celle de la figure suivante :

Figure 1.15 Allure de l’évolution de la concentration en polluant du gaz extrait en fonction du temps (Anderson, 1994)

Lors des deux premières phases du traitement, les mécanismes de transfert de masse

dominants sont l’advection et la dispersion (Grathwohl, 1998).



Une fois les zones où l’écoulement d’air était relativement important sont dépolluées, la

diffusion devient le mécanisme limitant du transfert de masse et on arrive donc à la phase

diffusionnelle. Généralement, au cours de cette phase, la courbe qui trace l’évolution de la

concentration au cours du temps, est légèrement au-dessus des niveaux réglementaires de

réhabilitation, mais à des concentrations relativement faibles. Le système ne peut donc pas

être arrêté. Toutefois, ces taux d’extraction extrêmement faibles peuvent durer pendant des

périodes de temps très longues. Les coûts d'exploitation du système augmentent et le système

d’extraction ne devient plus rentable par rapport aux quantités de polluants extraits qui

deviennent de plus en plus faibles.

Pendant la phase de diffusion et lorsque le système est arrêté, un phénomène d’accroissement

de concentration est observé. Pendant la période d’arrêt, les polluants continuent de diffuser

des zones de faibles perméabilités et leur concentration dans la phase gazeuse du milieu

augmente. Ce phénomène a été mentionné par plusieurs auteurs (Harper et al., 1998, Kaleris

et Croisé 1997, Anderson, 1994, Johnson et al., 1994, Grathwohl, 1998 et Smith et al., 1996).

La phase diffusionnelle peut être optimisée par l’application du venting pulsé ou venting en

discontinu. Le principe repose sur les déclenchements et arrêts intermittents du système.

Selon Kvapil (2000), l’optimisation des périodes extraction/arrêt permet d’obtenir le même

rendement que par l’application de l’extraction continue tout en ayant des gains énergétiques

considérables.

Paramètres influant sur l’efficacité d’un processus d’extraction VII.5.1

Les paramètres qui peuvent influencer les performances d’un traitement par extraction sous

pression réduite sont ceux qui caractérisent l’écoulement de l’air dans le sol ainsi que ceux qui

influent le transfert des polluants vers la phase gazeuse. Selon Hutzler et al. (1990) les

paramètres qui définissent le fonctionnement optimal d'un système d'extraction incluent: les

propriétés du sol, les conditions du site, les paramètres de contrôle et les propriétés des

contaminants. Un aperçu général de ces paramètres est indiqué dans le tableau 1.5.

Les propriétés des contaminants, les propriétés du sol et les conditions du site sont considérés

comme les paramètres les plus importants pour déterminer la faisabilité d'un processus de

traitement par extraction sous pression réduite (Hutzler el al, 1990).



La distribution des COV L'épaisseur de la zone insaturée

Taux d'infiltration Localisation des hétérogénéités

Température, humidité

Les conditions du site

Conditions métrologiques Perméabilité à l'air

Porosité Teneur en matière organique

Structure et texture du sol

Propriétés du sol

Teneur en eau Constante de Henry

Solubilité Coefficient d'adsorption

Diffusivité Densité

Propriétés des contaminants

Viscosité Débit d'extraction

Configuration du système Espacement entre puits

Couvertures du sol

Paramètres de contrôle

Durée d'extraction Tableau 1.5 Les paramètres influençant l’efficacité de l’extraction sous pression réduite (Hutzler el al., 1990)

Pedersen et Curtis (1991) proposent un abaque simplifié (figure 1.16) qui permet de résumer

les conditions qualitatives d’applicabilité de l’extraction sous pression réduite (figure 1.16).



Figure 1.16 Abaque simplifié des conditions d’application de l’extraction sous pression réduite

(Pedersen and Curtis, 1991)

VII.6. Techniques d’amélioration de l’extraction sous pression réduite

Les techniques d’amélioration doivent être envisagées quand les caractéristiques des

contaminants ou du sol limitent l'efficacité de l’extraction sous pression réduite, ou lorsque

des contaminants sont présents dans la zone saturée du sol. Parmi ces techniques on trouve :

Air Sparging ou stripping in situ VII.6.1

L’extraction sous pression réduite à elle seule ne permet de dépolluer que la zone non-saturée

d’un sol contaminé. Le air sparging permet d'améliorer les capacités de l’extraction sous

pression réduite à décontaminer la frange capillaire pour y inclure les produits chimiques à

faible volatilité et / ou les produits chimiques qui sont adsorbés. Cette technique améliore

aussi la biodégradation des contaminants biodégradables en aérobiose et réduit de façon

significative le temps de réhabilitation des sites contaminés.

Le air sparging est un processus au cours duquel l'air est injecté dans la nappe souterraine afin

de favoriser l'extraction physique des polluants volatils présents dans l'eau. L'air injecté

remonte ensuite à la surface du sol en traversant la zone non-saturée où il provoque également

la volatilisation des polluants adsorbés dans la frange capillaire.



L’injection d'air peut être effectuée par le biais de puits verticaux ou horizontaux. Le choix est

déterminé par les caractéristiques du sol, la profondeur des eaux souterraines, la distribution

des contaminants.

La montée de l'air injecté dans le sol, entraine la volatilisation et la désorption des composés

organiques volatils dissous dans la zone saturée du sol.

Le air sparging est plus efficace dans des sites homogènes de grande perméabilité et où les

nappes contaminées ne sont pas couvertes par des zones imperméables. Le air sparging

permet également l’oxygénation des eaux souterraines et des sols, améliorant ainsi le potentiel

de biodégradation dans des sites où les contaminants sont biodégradables en aérobiose.

Figure 1.17 Schéma d’un système d’air sparging (EPA, 1997)

La fracturation hydraulique et pneumatique VII.6.2

La fracturation hydraulique et pneumatique a été utilisée pour améliorer l'efficacité de la

plupart des méthodes in situ de remédiation pour les sites contaminés reposant sur des sols

défavorables de faible perméabilité. La Fracturation hydraulique et pneumatique est une

méthode utilisée dans l'industrie du pétrole. Cette technique permet de créer des fractures dans

le sol afin d’améliorer le rendement de l'extraction sous pression réduite.

Le principe consiste à injecter du gaz (généralement l'air) ou des liquides (eau ou des boues)

afin d’augmenter la perméabilité de la zone qui entoure le puits d'injection, ce qui permettrait

une augmentation des taux d’extraction des contaminants et donc rendre l’extraction sous

pression réduite plus rentable.



La fracturation hydraulique et pneumatique est applicable aux sols qui ont une faible

perméabilité tels que les sols à grains fins, y compris les limons, argiles, etc.

Méthodes thermiques VII.6.3

Les méthodes thermiques d’amélioration de l’extraction sous pression réduite consiste à

transférer la chaleur à la zone contaminée du sol afin d'augmenter la pression de vapeur des

composés organiques volatils COV ou semi-volatils et / ou d’augmenter la perméabilité à l'air

dans le sous-sol par séchage.

La décontamination d’un site par l’extraction sous pression réduite est contrôlée par un certain

nombre de mécanismes comme l'advection, la partition des contaminants dans la phase

gazeuse, la diffusion en phase gazeuse, la désorption des contaminants, et biodégradabilité des

contaminants. Les méthodes thermiques augmentent la température du sol afin de favoriser le

transfert de masse par ces mécanismes. En général, les techniques thermiques d'amélioration

doivent être examinées au cours des opérations de dépollution pour vérifier l’applicabilité

d’au moins un des mécanismes suivants: l’extraction ou la désorption des COV à faibles

pression de vapeur, réduction du temps de réhabilitation et l’amélioration de l’activité

biologique du sol.

Les méthodes thermiques d’amélioration de l’extraction sous pression réduite incluent

l’injection de l'air chaud ou de vapeur, chauffage par fréquences radio (Radio-Frequency

Heating RFH), chauffage par résistance électrique et le chauffage par conduction thermique.

Extraction multiphasique VII.6.4

Le terme « extraction multiphasique » connu également sous l’acronyme MPE (Multi-Phase

Extraction) englobe toutes les techniques de remédiation in situ qui extraient simultanément

plus d'une phase à partir d’un puits (ADEME, 2009). Ces phases incluent généralement l'air

(c.-à-d., phase gazeuse comprenant la vapeur organique) et l'eau (c.-à-d., phase aqueuse

comprenant les constituants dissous), et peuvent inclure la phase liquide non aqueuse NAPL.

La terminologie présentée par EPA, (1999) distingue l’extraction double phase « Dual Phase

Extraction » (DPE) de l’extraction biphasique « Two Phase Extraction » (TPE), de la manière

suivante :

Les systèmes DPE ou les systèmes à deux pompes représentent tout simplement une

combinaison des systèmes d’extraction sous pression réduite et des systèmes d’extraction des

eaux souterraines (pump and treat). Ces systèmes de dépollution tendent à être plus flexibles,

ils peuvent être appliqués dans plusieurs conditions (par exemple, fluctuations importantes du



niveau de la table d'eau). Dans l'extraction double phase (DPE), le gaz et les liquides de sol

sont extraits vers la surface dans des conduites séparées mais avec le même puits. La pompe

submersible installée en bas du puits sert à extraire la phase liquide, qui peut être NAPL et/ou

eaux souterraines, pour l’envoyer au système postérieure de traitement.

Les systèmes TPE d’extraction à une seule pompe (Two phase extraction) représentent une

adaptation récente de la technique d’extraction multiphasique. Les systèmes d’extraction à

une seule pompe sont généralement plus efficaces pour les sols de faible perméabilité,

cependant il est difficile de les mettre en application aux sites où les fluctuations du niveau

des eaux souterraines sont importantes. Dans ce procédé, la phase gazeuse et les phases

liquides sont extraites simultanément, sous la dépression créée par une pompe installée en

haut du puits d’extraction, dans la même conduite (tube d’aspiration).

VIII. MODELISATION DE L’EXTRACTION SOUS PRESSION

REDUITE

VIII.1. Introduction

Avec le progrès qu’a connu le domaine d’informatique ces dernières années, l’intérêt des

modèles mathématiques numériques a augmenté. Les modèles mathématiques peuvent aider à

évaluer le rendement des systèmes d’extraction et à prévoir l’évolution des opérations de

dépollution. De nombreux modèles ont été développés depuis, tant pour modéliser des

expériences de venting sur des colonnes de sol pollué artificiellement ou pour prévoir les

performances de l’extraction sous pression réduite sur un site réel.

VIII.2. Modélisation de l’écoulement d’air dans le sol

Les équations qui décrivent l’écoulement d’air dans un milieu poreux peuvent être résolues

analytiquement ou numériquement. Les solutions analytiques sont limitées aux cas simples où

les degrés d’homogénéité et d’isotropie sont élevés. Ces solutions sont plus faciles à utiliser,

rapides et ne demandent pas beaucoup de données expérimentales ni d’ordinateurs avec des

capacités importantes. C’est ce type de solutions qui a été utilisé dans le cadre de ce travail.

Les solutions numériques sont utilisées pour des cas plus complexes où il n’existe pas de

solution analytique trouvée (Benson et al., 1993, Rathfelder et al., 1991, Mendoza et Frind,

1990). Ils peuvent incorporer des problèmes plus larges où l’hétérogénéité, l’anisotropie et

des conditions aux limites irrégulières sont impliquées. Les méthodes telles que la méthode



de différences finies ou encore des éléments finis peuvent être utilisées. Dans ces méthodes

les équations aux dérivées partielles sont approximées avec des équations algébriques qui

peuvent être exprimées sous forme de matrice. La méthode de différences finies est plus facile

à programmer et demande peu de données par rapport à la méthode des éléments finis. Par

contre, les conditions aux limites irrégulières peuvent être mieux exprimées avec la méthode à

éléments finis.

Le tableau suivant résume les modèles d’écoulement qu’on peut trouver dans la littérature :

Modèle Dimensions Méthode de solution

Falta (1996) 2D Solution analytique

Mohr et Mertz (1995) 2D Différences finies

Ross et Lu (1994) 2D Solution analytique

Cho (1993) 3D Superpositions des fonctions analytiques

Gamliel et Abdul (1993) 2D Eléments finis

Shan et al. (1992) 2D Solution analytique

Baehr et Hult (1991) 2D Solution analytique

Kuo et al. (1991) 3D Différences finies

Sepehr et Samani (1993) 3D Différences finies

DiGiulio et Varadhan (2001a) 2D Solution analytique

Zhan et Park (2002) 3D Superpositions des fonctions analytiques

Cho et DiGiulio (1992) 2D Solution analytique

Switzer et Kosson (2007) 2D Solution analytique

Tableau 1.6 Résumé des modèles d’écoulement d’air

il existe deux types de solutions analytiques: les solutions d’écoulement en régime

stationnaire et les celles d’écoulement en régime transitoire.

Les solutions analytiques d’écoulement en régime stationnaire sont plus souvent utilisées par

rapport aux solutions transitoires. Les raisons peuvent être liées au fait que le calcul des

paramètres est moins compliqué en régime stationnaire par rapport au régime transitoire et



que ce dernier se produit souvent très rapidement (DiGiulio and Varadhan, 2001). Cependant,

les tests en régime transitoire ont certains avantages par rapport aux tests en régime

stationnaire :

L’atteinte de l'équilibre peut prendre des jours dans certaines situations (sols à faible

perméabilité) en aboutissant à des coûts supplémentaires,

Les essais en régime transitoire permettent en plus de l'estimation de la perméabilité,

l’estimation de la porosité à l’air du sol, ce qui est nécessaire pour le calcul de la

vitesse de l’air induite dans le sol (DiGiulio and Varadhan, 2001).

Johnson et al. (1990a) ont présenté une méthode qui permet d’estimer le temps nécessaire

pour atteindre le régime stationnaire. Leur analyse a montré que ce temps peut varier entre un

jour et une semaine. Massmann (1989) et Massmann et Maddan (1994) ont constaté de leur

coté que le temps minimal nécessaire pour atteindre le régime stationnaire est de quelques

heures pour un test à l’échelle de terrain.

VIII.3. Modélisation de l’extraction sous pression réduite

L’utilisation d’un modèle prédictif des phénomènes de transfert de masse lors de l’application

de l’extraction sous pression réduite est nécessaire pour l’évaluation de la durée du traitement

à appliquer afin d’atteindre les objectifs de dépollution visés (USACE, 2002).

Il est pratiquement possible de modéliser tous les phénomènes observés dans un milieu

poreux. Mais plus le modèle mathématique est détaillé, plus il est exigeant dans le nombre des

paramètres à déterminer. Le domaine étudié est souvent idéalisé afin de simplifier les calculs

et de réduire le nombre des paramètres qui le caractérisent. Dans ces modèles simplifiés, il est

admis que, d’une part, les propriétés du milieu poreux sont homogènes et que, localement,

l’équilibre entre les phases est instantané. Les simulations réalisées ne représentent alors

jamais parfaitement le cas étudié et la calibration des modèles utilisés est nécessaire. La

calibration est souvent réalisée en se basant sur les essais de laboratoire puis les résultats sont

extrapolés à l’échelle du terrain.

Les facteurs qui influencent l’efficacité d’un traitement par extraction sous pression réduite

sont liés à l’écoulement de la phase gazeuse dans le sol sous l’effet de la dépression exercée

par le système d’extraction, à la répartition des polluants entre les différentes phases et à la

manière dont se fait le transfert entre les différentes phases vers la phase gazeuse (Anderson,

1994).



Les modèles mathématiques qui permettent de modéliser l’extraction sous pression réduite

comprennent deux types de couples de modèles :

Les modèles : écoulement d’air/ transport de contaminants.

Les modèles : écoulement multiphasique/transport de contaminants.

Les deux types comportent deux étapes: la solution de l’équation d'écoulement du fluide pour

obtenir les vitesses du fluide, et la solution des équations d'advection-dispersion pour obtenir

les concentrations des contaminants.

Contrairement aux modèles d’écoulement en milieux poreux, la plupart des modèles qui

simulent l’extraction sous pression réduite sont des modèles numériques qui peuvent être

résolus en se basant sur la méthode de résolution avec les différences finies ou avec les

éléments finis. Ces méthodes impliquent la discrétisation du domaine étudié en nœuds ou en

cellules.

VIII.3.1 Les modèles : écoulement d'air/transport de contaminants

Pour les modèles : écoulement d'air/transport de contaminants, la répartition de la pression est

calculée par la solution de l'équation différentielle partielle de l’écoulement d'air. La vitesse

d'écoulement d’air est calculée en utilisant la distribution de pression en conjonction avec la

loi de Darcy.

Chaque nœud (ou cellule) de ce modèle comprend un terme source qui représente les

contaminants rejetés ou adsorbés au cours du temps. Le terme source peut inclure des

relations d'équilibre telles que les relations de volatilisation/dissolution, sorption/désorption et

de biodégradation. Les concentrations dans la phase gazeuse sont calculées en se basant sur

les relations de bilan masse en conjonction avec l'équation, d'advection-dispersion. Si les

vitesses d’écoulement d’air sont élevées, la dispersion peut être négligée en raison de la

prédominance du transport par advection.

VIII.3.2 Les modèles : écoulement multiphasique/transport de contaminants

Pour les modèles (écoulement multiphasique/transport de contaminants), la distribution de la

pression d'air est calculée par la solution simultanée des équations d’écoulement d'air, d'eau et

de PLNA. Les vitesses d'écoulement sont calculées en utilisant la distribution de pression en

conjonction avec la loi de Darcy. Les concentrations des contaminants sont calculées en se

basant sur les relations de bilan de masse et sur l'équation d'advection-dispersion. En raison de



la complexité des modèles d'écoulement multiphasique, les hypothèses simplificatrices sont

souvent utilisées.

VIII.3.3 Modèles basés sur l’hypothèse de présence d’un équilibre local entre phases

La façon la plus simple de décrire le comportement du polluant est de considérer que les

équilibres de partage entre les différentes phases que comporte le sol sont atteints à tout

instant. Plus de 30 modèles ont été développés dans les deux dernières décennies, dont la

plupart sont basés sur cette hypothèse. Dans ces modèles, les équilibres entre phases sont

simplement décrits par des équations linéaires. On considère que lors de l’extraction de la

phase gazeuse du sol, les équilibres sont rétablis localement et instantanément. Les

mécanismes qui contrôlent le transfert des polluants sont la convection et la dispersion. Une

nouvelle répartition des polluants est alors obtenue à chaque instant. Ce processus se poursuit

alors jusqu’à la disparition consécutives des différents phases (PLNA, phase aqueuse…), dont

on tient compte dans les équations décrivant les équilibres. Les relations qui décrivent le

transfert entre phases ont été bien développées auparavant. Le transfert air-PLNA est décrit

par la loi de Raoult, le transfert gaz-eau par a loi de Henry, et le transfert eau-solide par le

travail de Karickhoff (Rathfelder et al., 1991). Le tableau 1.7 décrit quelques modèles basés

sur cette hypothèse :



Modèle Dimensions Méthode de Solution Phases Composés

Baehr et al. (1989) 1D Différences finies G, E, S, N 1

Rathfelder et al. (1991) 1D Différences finies G, E, S, N 1

Johnson et al. (1990a) 1D Solution Analytique G, E, S, N 1

Kayano et Wilson (1992) 2D Différences finies G, N Multi

Benson et al. (1993) 2D Différences finies G, E, S, N Multi

Falta et al. (1993) 2D Solution Analytique G, E, S 1

Joss (1993) 3D Différences finies G, E, S, N Multi

Ho et al. (1994) 1D Différences finies G, N Multi

She et al. (1995) 1D Solution Analytique G, E, S, N 1

Ho (1998) 1D Solution Analytique G, N Multi

Tableau 1.7 Résumé des modèles mathématiques basé sur l’hypothèse d’un équilibre locale instantané

Les modèles qui se basent sur l’hypothèse d’équilibre instantané ont l’avantage d’être

simples, le nombre de paramètres nécessaire pour lancer le modèle est donc faible.

Cependant, en présence d’un flux convectif, on peut observer un retard au rétablissement des

équilibres entre phases. Ces modèles ont comme défaut de sous-estimer les concentrations des

polluants dans l’air extrait surtout à la fin du traitement où la diffusion entre phases devienne

plus importante. Le temps de remédiation réel est souvent plus court que celui prédit par les

modèles qui supposent qu’un équilibre entre les phases est toujours établi et que le transfert de

masse depuis et vers la phase gazeuse est instantané. En réalité, le transfert de masse peut être

limité par la diffusion ou par les cinétiques sorption/désorption ou volatilisation/dissolution

(USACE, 2002).

Dans le même contexte, Gidda (2003) a affirmé que le coefficient de transfert de masse entre

PLNA et l’air est affecté par la quantité de PLNA dans le sol et qu’il diminue au fur et à

mesure que l’extraction progresse. Alors que les autres coefficients de transfert (air/eau et

eau/solide) demeurent presque constants lors des opérations d’extraction.



VIII.3.4 Modèles basés sur l’hypothèse du transfert de masse sous contrôle cinétique

La plupart des modèles publiés ces dernières années sont basés sur des relations de transfert

de masse sous contrôle cinétique. Ces modèles supposent souvent un comportement

hydrodynamique plus complexe (transport par convection et dispersion). Les transferts de

masse sont modélisés généralement par des cinétiques du premier ordre. La rapidité du

transfert est proportionnelle à la différence entre la concentration réelle et la concentration à

l’équilibre et aux coefficients de transfert de masse entre phases. Généralement, ces

coefficients sont déterminés per identification inverse en utilisant le modèle et les résultats

expérimentaux.

Le tableau 1.8 résume quelques modèles de transfert de masse basés sur cette hypothèse. Ces

modèles décrivent avec une plus grande précision les processus de transfert des polluants,

mais ils nécessitent un nombre de paramètres très important.



Modèle Dimensions Méthode de Solution Phases Composés

Zhao (2007) 1D-3D Eléments finis G, E, S, N Multi

Gidda (2003) 1D Eléments finis G, E, S, N 1

Yoon et al. (2002) 1D Différences finies G, E, S, N 1

Kaleris (2002) 1D Solution Analytique G, E, S 1

Rathfelder et al. (2000) 2D Eléments finis G, E, S, N 1

Harper (1999) 1D Différences finies G, E, S, N 1

Nadim et al. (1997) 1D Solution Analytique G, E, S 1

Kaleris et Croisé (1997) 1D Solution Analytique G, E, S 1

Staudinger et al. (1997) 3D Différences finies G, E, S, N 1

Fischer et al. (1996) 1D Eléments finis G, E, S 1

Poulsen et al. (1996) 2D Différences finies G, E, S, N 1

Wilkins et al. (1995) 1D Solution Analytique G, E, S, N 1

Armstrong et al. (1994) 2D Différences finies G, E, N Multi

Wilson et al. (1994) 2D Différences finies G, E, N 1

Wilson (1990) 1D-2D Différences finies G, E, S 1

Sleep et Sykes (1989) 2D Eléments finis G, E, S, N 1

Tableau 1.8 Résumé des modèles mathématiques basé sur les relations de transfert de masse cinétiques

IX. ETUDE EXPERIMENTALE DE L’EXTRACTION SOUS

PRESSION REDUITE

IX.1. Cas réels

De nombreuses opérations de dépollution utilisant l’extraction sous pression réduite ont été

réalisées. Cependant, les résultats et les conditions d’extraction sont difficiles à trouver pour

des questions de confidentialité et de propriété industrielle. Ces résultats sont aussi difficiles

à interpréter car les conditions au terrain sont très complexes et souvent il y a une grande



variabilité spatiale dans les sites traités liée à la répartition des contaminants et aux

homogénéités qui peuvent exister dans le sol (ADEME, 2009).

Sur le site de Verona Well dans le Michigan (USA) fortement contaminé par des solvants

chlorés et des BTEX, la décontamination par venting a duré 3 ans. Au démarrage, les teneurs

dans le sol dépassaient 1 g.kg-1 pour chacun des polluants présents. Entre mars 1987 et

octobre 1990, le dispositif de venting a fonctionné 400 jours et a extrait près de 100 tonnes de

polluants. Après 125 jours de fonctionnement, les teneurs dans le sol étaient ramenées entre 1

et 12 mg.kg-1 selon les produits; après 400 jours, elles étaient inférieures à 0,1 mg.kg-1 ce qui

correspondait aux objectifs de décontaminations exigées par les réglementations.

La société Terra Vac, Inc. a été chargée d’installer et de tester un système de dépollution par

extraction sous pression réduite sur le site de Belleview, Floride, USA. Ce site était occupé

par une station service, dont les réservoirs d’essence sans plomb ont fuit (38 m3 entre 1979 et

1980). Cette pollution a été détectée à cause de fortes odeurs de benzène dans l’eau de

consommation. La nappe phréatique dans cette région de Floride est en effet la première

source d’eau potable. L'aquifère est constitué de limons karstiques très poreux et très

perméables (jusqu’à 2,5.10-3 cm.s-1 et une moyenne de 10-4 cm.s-1 sur 6 m de profondeur).

Dans un premier temps, le département de l’environnement de Floride a souhaité une étude de

pilote sur site prouvant l’efficacité de traitement par extraction sous pression réduite. Les

premiers résultats sur pilote ont été excellents puisque 10 tonnes d’hydrocarbures ont été

prélevées en trois semaines d’exploitation, avec une vitesse moyenne de 400 kg.jour-1 et des

pointes de 900 kg.jour-1.

Connor (1988) présente le cas d’un site d’une ancienne station service à Wayland dans le

Massachussets (USA) sur lequel des réservoirs de gasoil ont fuit. Le niveau piézométrique de

la nappe se situe à 2m de profondeur et le sol est constitué d’un mélange peu perméable de

sable (moyen à fin) et de sédiments. Suite à la faible profondeur de sol à traiter, l’installation

proposée par la société Continental Recovery Systems, Inc. a été réalisée horizontalement.

Trois tranchées de 3 m de long ont été disposées en parallèle, avec un espacement de 6 m

environ, raccordées à la même pompe. Les vapeurs extraites ont été adsorbées sur un lit de

350 kg de charbon actif granulaire, régénérés à l’aide de la vapeur d’eau à 700-1000 mbar

provenant d’une chaudière installée sur le site. Le mélange de vapeur eau/gasoil a été refroidi

dans un condenseur et le gasoil pur a alors été récupéré dans un séparateur de phases. L’eau a

été recyclée vers la chaudière à vapeur après être passée à nouveau sur un lit de charbon actif



afin d’éliminer les traces résiduelles de gasoil. En quatre mois, 570 L de gasoil pur ont été

récupérés (ADEME, 2009).

Après les accidents de Chavanay et de La Voulte (Ardèche) provoquant une forte pollution

des sols en essence, le BRGM a conduit la dépollution de ces deux sites avec succès, grâce

notamment à l’utilisation de la technique d’extraction par air vacuum. A Chavanay, suite au

déraillement d’un train de wagons-citernes (décembre 1990), 250 à 300 m3 d’essence se sont

infiltrés dans le sol et sont allés contaminer la nappe phréatique. Outre la mise en place d’un

piège hydraulique et le pompage écrémage de la phase surnageante en surface de nappe, la

dépollution du sol a été réalisée par extraction sous vide, par l’intermédiaire de 90 puits

d’aspiration connectés à un réseau mis en dépression (250 millibars). Les teneurs en gaz,

observées dans la zone polluée, atteignaient couramment plusieurs milliers de ppm.m-3 après

l’accident. L’objectif de dépollution dans le sol fixé à moins de 10 mg.kg-1, a été atteint en

mai 1993, après 14 mois de traitement.

IX.2. Etudes de laboratoire

Les recherches faites à l'échelle du laboratoire ont toujours joué un rôle très important dans le

développement des systèmes d’extraction sur le terrain. Les phénomènes de transfert de masse

et d’écoulement d'air ont été étudiés au laboratoire afin de les comprendre et de les appliquer

ensuite sur le terrain.

Les expériences réalisées à l'échelle du laboratoire ont aidé à améliorer la compréhension des

différents phénomènes qui interviennent au cours des opérations de dépollution par extraction

sous pression réduite. Désormais, les modèles mathématiques intègrent le fait que des

conditions de non-équilibre dominent le système dans la dernière phase de traitement (une

baisse du taux de décontamination après une période relativement courte de l'opération).

Plusieurs études de laboratoires ont été conduites afin d’étudier les paramètres qui influencent

l’efficacité de l’extraction sous pression réduite. Ces études ont visé en principe le type du sol,

le type des contaminants et leurs concentrations, la teneur en matière organique, la teneur en

eau et le débit d’extraction. Les résultats obtenus avec les études de laboratoire sont donc par

contre difficiles à extrapoler à l’échelle réelle.

La plupart des expériences de laboratoire ont été menées sur des sols de sable et de limon,

avec un nombre limité portant sur les argiles. Aussi, la plupart des expériences sont effectuées

sur des sols homogènes. La perméabilité à l’air, la porosité et la teneur en matière organique



sont des paramètres qui peuvent varier d’une zone à l’autre et avoir donc un grand effet sur les

performances d’un système d’extraction.

Fine et Yaron (1993) ont examiné les paramètres qui peuvent avoir une influence sur la

capacité de rétention du sol. Ils ont trouvé que pour 11 types de sol allant d’un sable grossier à

de l’argile, la capacité de rétention du kérosène diminue quand la teneur en eau du sol

augmente. Selon les mêmes auteurs, la capacité de rétention augmente quand la teneur en

matière organique ou en minéraux tels que l’argile augmente aussi.

Fischer et al. (1996) ont étudié l'effet de l'augmentation de la teneur en eau sur le taux de

l’extraction des contaminants. Parmi les principaux résultats de l’étude, les auteurs ont montré

que plus la teneur en eau est élevée, plus le transfert de polluants vers la phase gazeuse est

limité. Ils ont noté aussi que la concentration des contaminants dans le gaz extrait diminuait

plus vite dans le cas où le sol étudié était sec. Ces résultats ont été confirmés par un certain

nombre d’auteurs (Harper, 1999).

Les études de laboratoire ont aussi comme objectif d’étudier l’applicabilité de la technique.

USEPA (1991) recommande l’utilisation des tests de laboratoire afin de prédire l’efficacité

d’un système d’extraction pour un site dont on n’est pas sûr de l’applicabilité de l’extraction

sous pression réduite.

Le dimensionnement des systèmes d’extraction peut se faire en se basant sur les études

réalisées à l’échelle du laboratoire. Ball et Wolf (1990) recommandent la réalisation des tests

de laboratoire sur des petites colonnes afin de déterminer les paramètres liés au

dimensionnement des systèmes d’extraction pour des sols homogènes et isotropes. Leur

approche est de compacter le sol dans une colonne, d'appliquer une dépression afin de créer

un écoulement d’air représentatif et de mesurer en continu la concentration des effluents en

fonction du nombre de volume de pores échangés. Une équation exponentielle est alors

ajustée à ces données, et les paramètres calibrées sont utilisés afin d’estimer le taux de

décontamination à grande échelle du système d’extraction.

Gierke et al. (1992) ont étudié l'effet du débit d'air sur l’extraction du toluène d’un sol

sableux. Les auteurs ont étudié différentes teneurs en eau en faisant varier le débit d'air par un

facteur de 2 à 3. Il a été constaté que le taux de décontamination pour le sol sec était en

fonction de la vitesse interstitielle. La teneur en eau n'avait pas d'impact sur les taux de

décontamination puisque le sable utilisé ne retenait pas très bien l’eau.



Shah et al. (1995) ont testé deux débits d’air, 5 L.min-1 et 10 L.min-1, dans des sols sableux

contenant une phase liquide non-aqueuse de benzène. Ils ont trouvé que le temps qui était

nécessaire pour que les concentrations des effluents extraits atteignent la limite de détection

était de 2200 min et 1402 min respectivement. Albergaria et al. (2009) constataient aussi que,

pour un sol sableux, le temps de réhabilitation diminue avec l’augmentation du débit d’air.

En général, la plupart des expériences de laboratoire ont été menées sur des colonnes

cylindriques avec des flux d’air unidirectionnels. Ces colonnes sont généralement de 20 à

90 cm de longueur et de 5 à 20 cm de diamètre (Nadim et al. 1997, Harper et al. 1999). Le fait

que les différents éléments liés aux expériences réalisées à l'échelle du laboratoire peuvent

être contrôlés et manipulés, rend beaucoup plus simple la détermination du rapport entre les

données recueillies et les conditions expérimentales. Cela n'est pas le cas des opérations

réalisées à grande échelle où les conditions telles que l'hétérogénéité du sol, le type et la

concentration des contaminants, et la teneur en eau peuvent varier considérablement au sein

des petites zones. Ces variabilités spatiales peuvent avoir un grand impact sur les résultats et

rend souvent très difficile leur interprétation. Le tableau suivant résume quelques avantages et

inconvénients des études de laboratoire :

Avantages Limitations

Peuvent accélérer le processus d'extraction afin de déterminer le taux de décontamination maximale.

L'air a toujours un très bon accès à toutes les zones de la colonne. L'écoulement d'air varie largement sur le terrain.

Donne un ordre de grandeur sur les valeurs des différents coefficients de partage entre phases utilisés dans la modélisation mathématique.

Le processus de diffusion n'est pas toujours bien modelé.

Donne un ordre de grandeur sur la perméabilité à l'air pour différents échantillons du sol

Une mesure plus représentative de la perméabilité à l'air peut être obtenue avec les tests de terrain

Tableau 1.9 Avantages et inconvénients des études de laboratoire (USEPA, 1991)

Les colonnes unidirectionnelles ne permettent pas de déterminer les deux composantes,

horizontale et verticale, de la perméabilité à l’air alors que pour la plupart des sols ces deux

composantes ne sont pas égales.

La validité des résultats des tests de dépollution, obtenus avec des colonnes

unidirectionnelles, à être extrapolés à l’échelle du terrain est aussi mise en question. Les



coefficients de transfert de masse obtenus avec des colonnes unidirectionnelles peuvent être

plus importants que ceux qui se produisent réellement dans la mesure où l’écoulement d’air

est bien réparti dans ces colonnes avec la même intensité.


Chapitre II. Matériels et Méthodes

2 CHAPITRE II MATERIELS ET METHODES



I. INTRODUCTION

L’objectif de ce travail est tout d’abord de réaliser et d’étudier un pilote de laboratoire capable

de représenter les systèmes d’extraction réels. La première étape de ce processus a été de

mener des expériences afin d'optimiser le système, de telle sorte que des résultats valides

soient produits. Le processus d'optimisation a été long et complexe et consistait à mener

plusieurs expériences infructueuses et de modifier le système à plusieurs reprises afin d’avoir

des résultats reproductibles et représentatifs des systèmes d’extraction réels.

Plusieurs recherches ont été faites afin d’étudier la technique d'extraction sous pression

réduite, mais peu de ces études de laboratoire ont tenu compte de l’écoulement de l’air sur les

trois directions. Les avantages liés à l’utilisation d'une colonne de petite taille sont nombreux.

L’utilisation de petites quantités de sol et la rapidité d'exécution de ces expériences, sont des

paramètres qui rendent ces expériences plus faciles à réaliser. Cependant, on ne sait pas avec

quelle certitude les expériences menées sur des colonnes unidirectionnelles peuvent prédire

avec précision les opérations de dépollution sur le terrain où l’écoulement d’air est

tridirectionnel (Duggal, 2005).

Concevoir donc un pilote expérimental avec une colonne tridimensionnelle, permettant de

simuler un système d’extraction réel, pourrait aider à mieux comprendre les mécanismes qui

se produisent à l’échelle de terrain. Comparée à une colonne unidirectionnelle, un pilote

tridirectionnel est beaucoup plus adapté à l’étude d’un tel système. Non seulement les modes

d’écoulement d'air sont différents, mais la plus grande différence est que les vitesses d'air

dans une colonne tridimensionnelle changent constamment suivant les directions dans

l’espace alors que pour une colonne unidirectionnelle la vitesse d'écoulement est la même

dans toute la colonne.

Ce chapitre présente :

Les caractéristiques du sol utilisé et du polluant choisi,

Une description des montages expérimentaux utilisés,

Les techniques de mesures des différents paramètres physiques,

Les outils d’analyse et de contrôle permettant l’évaluation des performances du

traitement.



II. CARACTERISTIQUES DU SOL UTILISE

II.1. L’analyse granulométrique du sol

La sélection du sol a été effectuée de manière à travailler sur un milieu homogène. Ce sable

est de qualité HN34.

D’après la figure ci-dessous qui représente la courbe des refus cumulés (moyenne statistique),

le diamètre moyen des particules est de 220µm, il s’agit donc d’un sable fin.

Figure 2.1 Courbe granulométrique du sable utilisé

Le tableau ci-dessous présente la composition chimique donnée par le fournisseur du sable

utilisé. Ces données n’ont pas été vérifiées :

Eléments chimiques Pourcentage de l’élément dans le sol (%)

SiO2 > 98,0

Fe2O3 < 0,15 Al2O3 < 1,0 K2O < 0,7 CaO < 0,1

Tableau 2.1 Composition chimique du sable utilisé

II.2. La teneur en eau du sol

La teneur en eau du sol, exprimée sous forme de fraction massique, a été déterminée d’après

la méthodologie décrite par la norme X 31-102 intitulée « détermination de l’humidité

résiduelle d’échantillons de sols préparés pour analyse ».



Des échantillons du sol de masse connue sont séchés dans une étuve thermostatée à une

température de 105 °C pendant 24 heures. La différence entre la masse du sol avant et après le

séchage représente la masse d’eau du sol. La teneur en eau est alors calculée comme suit :

100×−

=i

fi

mmm

ϕ (2.1)

ϕ , humidité du sol, [%].

im , masse initiale de l’échantillon, [M].

fm , masse de l’échantillon après séchage à 105 °C, [M].

Les résultats des tests menés au laboratoire montrent que le sol utilisé était sec avec une

humidité inférieure à 0.1 %.

II.3. La masse volumique et la masse volumique apparente du sol

La masse volumique réelle du sol sρ est définie comme la masse de l’unité de volume de sol

en phase solide, exprimée en [M.L-3]. La masse volumique réelle du sable utilisé est de

2.65 g.cm-3.

La masse volumique apparente du sol [M.Lasρ -3] est la masse d’une unité de volume de sol

entièrement sec. Selon le fournisseur, la masse volumique apparente du sable utilisé est de

1.36 g.cm-3.

La masse volumique apparente du sol utilisé a été vérifiée expérimentalement. La méthode

expérimentale utilisée consiste à compacter le sol dans une colonne de dimensions connues.

La masse de l’échantillon du sol est déterminée après séchage à 105°C. La masse volumique

apparente est calculée en rapportant la masse obtenue au volume de la colonne utilisée :

Vmma

s21 −

=ρ (2.2) asρ , masse volumique apparente du sol, [M.L-3]

1m , masse du cylindre rempli avec du sol sec, [M]

2m , masse du cylindre vide, [M]

V , volume du cylindre, [L3]

La masse volumique apparente du sable utilisé déterminée expérimentalement est de

1.36 g.cm-3.



II.4. La porosité du sol

La porosité totale ( tθ ) est l’indice du volume des pores du sol, exprimé en pourcentage du

volume total du sol.

La porosité est en relation étroite avec la masse volumique réelle ( sρ ) de la fraction solide du

sol et sa masse volumique apparente ( ) : asρ

1001 ×⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−=

s

as

t ρρθ (2.3)

tθ , porosité totale du sol, [-]

asρ , masse volumique apparente du sol, [M.L-3]

sρ , masse volumique du sol, [M.L-3]

La porosité totale ( tθ ) du sable utilisé, calculée à partir de l’équation précédente, est de

48.56%.

Le tableau 2.2 récapitule les principales caractéristiques du sol utilisé dans ce travail :

Diamètre moyen des particules (mm)

0.22

Masse volumique apparente (g.cm-3)

1.363

Masse volumiques des grains (g.cm-3) 2.65 Porosité

(%) 48.56

Teneur en eau (%)

0.1 <

Tableau 2.2 Caractéristiques principales du sol utilisé

III. LE COMPOSE ORGANIQUE VOLATIL UTILISE

Le toluène (ou méthylbenzène)

N° CAS : 108-88-3 Formule chimique : C7H8

Le largage du gasoil dans le sol, qui peut être attribué à plusieurs activités anthropiques telles

que les fuites des réservoirs de stockage souterrain, a de dangereux impacts sur

l’environnement et sur la santé humaine. Il est estimé qu’un litre de gasoil peut rendre 1

million de gallons d’eau impropre à la consommation humaine (Connor, 1988).



Le gasoil est un hydrocarbure complexe qui contient plus de 200 composés chimiques dont

les BTEX qui posent des risques à la santé humaine à cause de leurs caractéristiques

cancérigènes et tératogènes. Dans tous les composés aromatiques contenus dans un mélange

typique de gasoil, Les BTEX présentent la plus grande volatilité, solubilité et toxicité (Le

Cloirec, 1998).

Avec une fraction massique de 10.5%, le toluène est le deuxième composé chimique le plus

abondant dans le gasoil après le xylène (Johnson et al, 1990b). Ce composé volatil peut causer

des problèmes respiratoires et un dysfonctionnement du système nerveux. Le Tableau 2.3

représente les propriétés chimiques du toluène. Ces propriétés rendent le toluène très

susceptible à migrer dans l’eau, mais aussi très favorable à la technique d’extraction sous

pression réduite.

Paramètre Valeur

Facteur de conversion (à 20°C et 101,3 kPa) 1 ppm = 3,83 mg/cm3

Seuil olfactif 2,14 ppmMasse molaire 92,14 g/mol

Point d'ébullition 110,6°Cà 20°C : 3,0 kPaà 25°C : 3,8 kPa

Densité à 20°C 0.867Densité de vapeur (air = 1) 3.14

Tension superficielle à 20°C 28,5 . 10-3 N/mViscosité dynamique à 20°C 0,59 . 10-3 Pa.s

Solubilité dans l'eau à 20°C 515 mg/L

Log Kow à 20°C 2.69

Constante de Henry à 25°C 673 Pa.m3/molCoefficient de diffusion dans l'air à 25°C 8,7 .10-2 cm²/sCoefficient de diffusion dans l'eau à 25°C 8,6 .10-6 cm²/s

Pression de vapeur

Tableau 2.3 Paramètres physico-chimiques du toluène (USACE, 2002)

IV. DESCRIPTION DES MONTAGES EXPERIMENTAUX

Remarque : Dans tout ce mémoire 1D signifie unidirectionnel et 3D tridirectionnel. A ne pas confondre avec 3 dimensions.

IV.1. Le pilote 3D

Plusieurs objectifs ont été pris en compte dans la conception du pilote de laboratoire:



Possibilité de mesurer la perméabilité à l’air du sol.

Possibilité de mesurer en continu le taux de décontamination.

Possibilité d’évaluer les conditions opératoires (température, humidité, etc.).

Un pilote 3D ou un pilote tridirectionnel, de grandes dimensions, devrait permettre d’étudier

l’écoulement d’air réellement induit par un processus de traitement par extraction sous

pression réduite, et d’étudier les phénomènes de transfert de matière d’une manière assez

précise en se rapprochant plus des expériences réalisées à l’échelle du terrain.

L’une des difficultés rencontrées lors du dimensionnement du pilote 3D était que ce dernier

devrait être suffisamment large afin que l’écoulement d’air extrait ne soit pas perturbé par les

parois latérales. Un pilote avec un diamètre très limité empêchera l’air de circuler

horizontalement. Cependant, un pilote avec un grand diamètre et donc un grand volume

nécessite l’emploi de grandes quantités de sol et de polluants, ce qui allait présenter beaucoup

de risques sanitaires en utilisant des composés volatils.

Une alternative à ce problème consiste à créer des trous sur la surface latérale du pilote afin de

permettre le passage d’air et donc minimiser les perturbations induites par les parois latérales

du pilote. Cette solution a été écartée pour deux raisons. La première était qu’un tel pilote est

très difficile à concevoir. La deuxième est que les trous réalisés sur la colonne devraient être

assez petits pour contenir le sol, ce qui allait engendrer des pertes de charge considérables.

Le pilote 3D conçu a donc des parois latérales imperméables mais un diamètre suffisamment

grand pour que ces derniers ne perturbent pas l’écoulement de l’air. Les résultats obtenus par

modélisation de l’écoulement d’air au sein du pilote montraient que plus de 70% de l’air est

extrait avant d’atteindre les parois latérales du pilote.

Une grande attention a été accordée au choix du matériau de construction du pilote

expérimental. Une colonne en PVC transparent ou en plexiglas devrait permettre

l’observation et le suivi de la pollution avant et au cours des opérations de traitement du sol.

Cependant, l’utilisation du PVC est déconseillée par plusieurs chercheurs (Saady Farhan et

John S. Gierke). Selon eux, une quantité non négligeable du toluène s’adsorbera sur le PVC et

entrainera donc des erreurs dans les calculs de bilan matière réalisés à la fin de chaque test.

Le choix a été porté sur l’utilisation de l’acier inoxydable comme matériau pour le pilote 3D

ainsi que le puits d’extraction. Gidda (2003) a mené des expériences pour déterminer la

capacité du toluène à s’adsorber sur l'acier inoxydable et a constaté que la quantité adsorbée



est négligeable par rapport aux autres processus de transfert de matière qui se produisent au

cours des expériences.

Le pilote 3D (cf. figure 2.2 et figure 2.3) est donc en acier inoxydable, il consiste en une cuve

cylindrique de 26 cm de hauteur et de 58 cm de diamètre. Elle peut contenir jusqu’à 82 kg de

sable utilisé dans cette étude. Le choix des dimensions a été limité par les contraintes citées

précédemment. Les calculs réalisés dans le chapitre 3 montrent que pour le type de sable

utilisé, le rayon d’influence de notre système d’extraction, basé sur les deux approches citées

dans le chapitre 1, était plus petit que le rayon de la cuve même quand la pompe fonctionne en

capacité maximale.

De même tous les raccords et canalisations utilisés dans les différents montages sont soit en

acier inoxydable soit en téflon afin d’éviter les phénomènes d’adsorption des polluants. La

canalisation qui lie le puits d’extraction au système de pompage était en PVC armée pour des

raisons de flexibilité.

Au milieu de la colonne, un puits d’extraction en acier inoxydable est installé afin de créer un

écoulement d’air tridimensionnel comme dans le cas d’un système d’extraction réel. Ce puits

a un diamètre de 3 cm et 26 cm de hauteur, et il est percé sur une longueur de 20 cm du bas

pour former des trous de 1 mm. Il a été montré lors des tests réalisés que les quantités de sable

traversant les trous par l’aspiration de la pompe restent faibles.

Figure 2.2 Schéma de principe du pilote expérimental



Figure 2.3 Photographie du pilote 3D utilisé

Le système d’extraction de l’air à l’échelle de terrain a été reproduit à l’échelle pilote avec

une pompe à vide capable de créer une dépression assez élevée pour assurer une circulation

d’air suffisante. La pompe à vide choisie est une pompe à membrane « KNF Neuberger N840

FT-18 », elle présente un débit nominal de 34 L.min-1 avec un vide limite de 100 mbar. Ses

éléments intérieurs sont en téflon afin d’éviter les phénomènes de corrosion et surtout

d’adsorption des polluants organiques. Elle fonctionne sans huile ce qui permet d’éviter

également toute interaction avec les polluants extraits.

IV.2. La colonne 1D

En parallèle au pilote 3D, nous avons mis en place une colonne 1D (colonne

unidirectionnelle) de petites dimensions où l’écoulement d’air est unidirectionnel. Cette

colonne ressemble donc aux colonnes utilisées dans la plupart des études antérieures menées

sur l’extraction sous pression réduite. La colonne 1D permet d’avoir une comparaison directe

entre les résultats obtenus par les deux configurations. Toutes les expériences menées sur le

pilote 3D ont été dupliquées sur cette colonne. Cela devrait permettre de développer une

relation entre les résultats obtenus par les deux dispositifs.

La colonne 1D (cf. figure 2.4) consiste en une colonne de PVC qui a été recouverte par une

couche d’aluminium afin de limiter les phénomènes d’adsorption. La colonne fait 30 cm de

hauteur et 8 cm de diamètre.



Figure 2.4 Schéma de principe de la colonne 1D

Comme le montre la figure 2.4, la colonne 1D est percée dans plusieurs endroits afin de

permettre l’introduction des capteurs de pressions. La distance qui sépare chacun des quatre

trous est de 5 cm. Les mêmes capteurs de pression utilisés dans le pilote 3D ont été utilisés ici

afin de déterminer la perméabilité du sol utilisé.

Deux couches de graviers de 5 cm ont été introduites dans la colonne, en haut et en bas du sol

étudié, afin d’assurer une bonne dispersion de l’air.

Le même système de circulation d’air du pilote 3D a été utilisé dans les expériences menées

sur la colonne 1D. Il suffit de débrancher le tuyau qui lie le puits d’extraction à ce système et

de le connecter sur la colonne 1D grâce à un raccord en cuivre.

IV.3. Les outils de mesure et de contrôle

Pression dans le pilote (PT 1-7) IV.3.1

Un montage typique qui permet la mesure de la perméabilité à l’air du sol est composé au

moins d’un puits d’extraction ou d'injection et de trois capteurs pour mesurer la pression du

sol à différentes profondeurs et distances du point d'extraction.

Nous avons utilisé six capteurs de pression pour évaluer la perméabilité du sol. Les

transmetteurs de pression de la série 691 se caractérisent par une technologie de cellule

céramique éprouvée avec une plage de mesure qui s’étend de 0 à 2 bars. Les signaux de la

cellule de mesure sont amplifiés, calibrés et mis à disposition sous forme de sortie standard en

tension ou en courant.



Les transmetteurs de pression sont liés à des tubes d’acier de 3 mm de diamètre et de 30 cm

de hauteur afin de permettre de les disposer à différentes hauteurs dans le sol.

Un raccord en acier permet de visser les différents tubes sur le support en forme de croix qui

est installé sur le haut de la colonne (cf. figure 2.5). Les capteurs de pression peuvent être

disposés à différentes distances et sur les quatre cotés de la croix de façon à répartir la

perturbation éventuelle que peut induire un tel dispositif sur l’écoulement d’air dans le pilote.

Figure 2.5 Schéma du positionnement des différents capteurs de pression

Des raccords du même type ont été utilisés afin de visser les capteurs de pression dans la

colonne 1D.

Pression de l’air extrait (DPT1) IV.3.2

La pression de l’air extrait (chargé en polluant) est un paramètre important à mesurer afin de

calculer le débit massique de l’air et donc du polluant extrait.

Un capteur de pression différentielle de type CP 100 a été utilisé pour mesurer la pression du

gaz en aval de la pompe. Ce capteur possède un élément sensible de type piézorésistif qui

génère une tension proportionnelle à la pression appliquée. Il est possible de configurer les

étendues de mesure, les unités, et le type de sortie de l’appareil en disposant les interrupteurs

de l’appareil comme indiqué par le fournisseur.

Température de la colonne et de l’air en aval de la pompe (TT3 et TT4) IV.3.3

La température du sol fait partie des paramètres qui ont une grande influence sur les

performances d’un traitement par extraction sous pression réduite. La température est mesurée

par une sonde PT 100 qu’on peut planter dans le sol. Le principe de mesure repose sur la

variation de résistance de fils métalliques en fonction de la température. Les matériaux les



plus employés sont le platine et le nickel. Le platine offre une grande plage de température et

une très bonne linéarité. Sa pureté et son inertie chimique garantissent une remarquable

stabilité des éléments sensibles. Une deuxième sonde PT 100 a été utilisée également pour

mesurer la température de l’air extrait en aval de la pompe. Les deux sondes TT3 et TT4

indiquent généralement la même température au cours des essais réalisés.

IV.3.4 Humidité et température de l’air ambiant et de l’air extrait (HR1-TT1 et HR2-

TT2)

Le pilote de laboratoire est équipé de deux transmetteurs de type HD 2011T pour mesurer la

température et l’humidité relative de l’air ambiant ainsi que de l’air extrait. La mesure de

l’humidité relative permet de savoir si il y a eu évaporation de l’eau contenue dans le sol au

cours de l’extraction des COV. La mesure de la température de l’air à la sortie permet de

calculer précisément son débit massique. Le suivi continu de la température pendant le

processus de dépollution a permis de constater que la température du sol et la température

ambiante sont les mêmes.

Le HD 2011 est un transmetteur actif avec microprocesseur d’humidité et d’humidité-

température. La plage de température est configurable par le microprocesseur. Ces

transmetteurs convertissent la valeur de l’humidité et de la température en deux signaux

linéaires en courant ou en tension. La technique numérique de linéarisation permet d’avoir

une excellente précision et une bonne stabilité.

Le débit de l’air extrait (FT1) IV.3.5

Le débit de l’air extrait est mesuré avec un débitmètre à flotteur DK 37 qui a une plage de

mesure allant de 0 à 40 l/min. Ce débitmètre fonctionne selon le principe de mesure à flotteur,

avec écoulement de bas en haut. Le débitmètre tout-métal DK 37 est équipé d’une indication

électronique (DK 37 E). Des capteurs de champ magnétique performants détectent, sans

contact, la position du flotteur. Le système de détection est de type différentiel équipé d’une

compensation de température. Le système fonctionne de façon standard avec une sortie signal

électrique en technique 2 fils (courant stabilisé de 4 à 20 mA).

Le calcul du débit massique de l’air à la sortie est détaillé en annexe II.



V. LES TECHNIQUES ANALYTIQUES

La mesure de la concentration des contaminants dans le gaz extrait permet de calculer le taux

de décontamination en fonction du temps. Elle permettra aussi d’évaluer les performances

d’un système d’extraction et d’estimer le temps d’arrêt optimal.

V.1. Appareillage

La concentration du gaz extrait en contaminants est mesurée par un Détecteur à Photo-

Ionisation modèle 102. L’analyseur PID utilise la méthode de détection par photo-ionisation.

Son principe de fonctionnement est détaillé en annexe III.

Le modèle 102, muni d’un microprocesseur, est un analyseur portable qui fournit une réponse

en lecture directe des différents gaz ionisables. Les données peuvent être automatiquement

enregistrées pour être plus tard téléchargés sur PC. La récupération des données est réalisée

via une interface informatique. La station de charge comporte une liaison vers le PC de type

RS232. Le tableau ci-dessous résume quelques-unes des principales caractéristiques du PID

utilisé.

Autonomie (heure) 6

Précision (ppm) 0.1 si [polluant] < 100 et 1 si [polluant] > 100

Etendue de mesure (ppm) 20 000

Intervalle d’enregistrement minimum 1 s

Choix de l’intervalle d’enregistrement Oui

Capacité d’enregistrement 700

Tableau 2.4 Caractéristique du PID utilisé

Avant toute expérimentation, les PID suivent un processus de vérification. Pour le calibrage

du PID, le choix du gaz de référence recommandé par le constructeur, l’isobutylène, a été

respecté. Cette vérification est à nouveau réalisée à la fin de chaque expérience. Toutes les

valeurs sont consignées et permettent ainsi de constater une éventuelle dérive des appareils et

de déclencher ainsi des opérations de maintenance-nettoyage de lampe et/ou de la chambre

d’ionisation.



V.2. Le calcul de la masse extraite de polluant

A partir de la mesure de la concentration du polluant dans le flux de gaz à la sortie et de la

mesure du débit volumique total du gaz extrait, il est possible de calculer le débit massique

instantané du polluant extrait : *. v

iim QCQ = (2.4) imQ , débit massique instantané du polluant, [M.T-1]

iC , concentration du polluant, [M.L-3]

vQ , débit volumique du gaz extrait, [L3.T-1]

La masse cumulée pour une durée donnée de traitement est obtenue par l’intégration du débit

massique instantané en polluant extrait sur la durée du traitement. La méthode d’intégration

souvent employée est la méthode des trapèzes et elle est surtout convenable pour les tests où

la fréquence de mesure de la concentration du gaz extrait est élevée.

La masse cumulée est calculée comme suit :

( )( )∑

=

−−

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −+=

n

k

kki

kmi

kmi ttQQm

1

11,,

2.

(2.5)

mi, masse cumulée de polluant i extrait par le flux de gaz, [M]

ikmQ , , débit massique instantané du polluant i à l’instant tk, [M.L-3]

n, nombre de mesures sur la durée du traitement, [-]

Afin de pouvoir comparer deux tests qui n’ont pas eu la même durée de traitement, il est

nécessaire d’avoir le rendement de dépollution au bout du temps k :

100×= iinitiale

ik

k mmη (2.6)

kη , rendement calculé au temps k, [%]

ikm , masse cumulée de polluant i extrait jusqu’au temps k, [M]

iinitialem , masse de polluant i présent initialement dans le pilote, [M]



V.3. L’analyse du sol après la dépollution

L’adsorption des contaminants organiques sur des matériaux inertes tels que du sable de

quartz est considérée comme négligeable (Fischer et al, 1996). La pollution ne peut donc

exister dans le cas de cette étude, où des sols secs uniquement ont été utilisés, qu’en phase

brute piégée entre les particules du sol PLNA. La détermination de la quantité de toluène qui

restait dans le sol après chaque traitement par extraction sous pression réduite se faisait en

introduisant plusieurs échantillons du sol, prélevés à différentes profondeurs de la colonne,

dans une étuve chauffée à plus de 120 °C. Le calcul de la teneur du sol en polluant après

chaque expérience se faisait en se basant sur une équation similaire à celle utilisée pour

calculer la teneur en eau du sol (équation 2.7). La détermination de la quantité qui reste dans

le sol après chaque traitement sert à établir le bilan de matière du polluant utilisé après chaque

expérience.

i

fi

mmm

w−

= (2.7)

w, teneur en contaminant du sol, [-]

im , masse initiale de l’échantillon, [M]

fm , masse de l’échantillon après séchage à 120 °C, [M]

VI. LE REMPLISSAGE DES PILOTES ET LA REALISATION DE LA

POLLUTION

Afin d’être comparables, les tests pneumatiques ainsi que les essais de traitement sur un sol

artificiellement pollué, doivent être réalisés dans les mêmes conditions et en tenant compte de

tous les facteurs qui peuvent avoir une influence sur les résultats collectés à la fin.

L’homogénéité du sol, qui comporte plusieurs paramètres tels que la porosité, la perméabilité,

la saturation en eau ainsi que la saturation en contaminants, est un point important et

indispensable à la réalisation de ces tests. Une grande attention a donc été accordée à la

réalisation des colonnes de sol et à leur pollution.

VI.1. Le remplissage avec du sol sec

Pour les tests pneumatiques réalisés afin de mesurer la perméabilité à l’air sur le pilote 3D ou

avec la colonne 1D, le sol a été compacté de la même manière pour avoir la même porosité et

la même perméabilité dans chaque test.



Le remplissage de la colonne se fait en compactant le sol après l’avoir divisé en plusieurs

couches. La masse du sol qu’on peut compacter dans chaque couche a été calculée en se

basant sur sa masse volumique apparente.

La masse du sol est déposée au fond de la colonne et compactée en le pilonnant de façon

régulière à l’aide d’un récipient métallique à fond plat, ceci afin d’atteindre la hauteur que

doit avoir chaque couche. Au cours des essais préliminaires, il a été aussi montré que le

compactage d’une couche tel qu’il est réalisé n’a pas d’influence sur les couches inférieures.

Pour le pilote 3D, quatre couches de 5 cm chacune ont été disposées pour avoir une hauteur

totale de 20 cm.

Pour la colonne 1D, cinq couches de 5 cm chacune ont été disposées l’une sur l’autre pour

avoir une hauteur de 25 cm. Deux couches de graviers de 5 cm d’épaisseur ont été disposées

au fond et en haut de la colonne, afin de répartir le flux de l’air de façon homogène. Les

graviers ont été séparés du sol grâce à une grille métallique d’un maillage de 1,5 mm.

VI.2. Le remplissage avec du sol humide

Pour que les résultats obtenus à la fin de chaque test soient exploitables, il faut assurer

l’homogénéité de saturation en eau dans toute la colonne. La masse totale du sol a été divisée

comme précédemment en quatre ou cinq couches en fonction du dispositif utilisé. Avant

d’être mise dans la colonne, la masse du sol qui correspond à chaque couche a été mélangée

avec la masse de l’eau qui correspond au degré de saturation souhaité. Apres avoir laissé le

sol s’homogénéiser, les couches ont été introduites et compactées dans la colonne comme cité

précédemment.

Le degré de saturation a été calculé comme le rapport entre de volume occupé par l’eau et le

volume total de l’espace poral du sol.

100×=t

eaueau V

VS (2.8)

eauS , degré de saturation en eau, [%]

eauV , volume d’eau à rajouter, [L3]

tV , volume de l’espace poral du sol, [L3]



VI.3. Le remplissage avec du sol pollué

Le toluène qui a été utilisé comme polluant dans cette étude est un composé très volatil, il

n’est donc pas possible de le mélanger avec le sol, comme il est couramment pratiqué pour

des polluants plus lourds tels que le naphtalène.

La technique utilisée par (Kvapil, 2000) qui consiste à déposer des quantités de polluants en

haut de la colonne et les laisser s’écouler et s’homogénéiser dans le sol sous l’effet de la

gravité, ne peut pas être appliquée. Etant données les dimensions de notre pilote 3D, la

pollution ne serait pas homogène.

En travaillant sur un pilote qui a des dimensions proches de notre pilote 3D, Duggal, (2005)

mélangeait la quantité totale du sol avec le toluène en la divisant sur des petits seaux qui

peuvent contenir environ 1 kg de sol chacun. Les seaux ont été laissé s’homogénéiser avant

d’être introduits dans la colonne. Cependant, cette méthode pourrait engendrer la

volatilisation d’une grande quantité de toluène pendant le mixage du toluène dans les seaux et

pendant le remplissage de la colonne, ce qui représente des risques de sécurité et de santé

surtout que la quantité de toluène employée est relativement importante.

La technique de pollution artificielle que nous avons employée est celle présentée par Dutheil,

(2003). La pollution est réalisée au cours du remplissage du pilote en quatre ou cinq couches

de sol comme aux deux précédentes sections. Le volume de polluant correspondant au degré

de pollution souhaité est déversé en huit points de la surface de chaque couche. La couche de

terre suivante vient recouvrir la précédente en limitant ainsi l’évaporation du polluant. La

même opération est donc répétée sauf pour la dernière couche. Une partie de la dernière

couche était laissée pour qu’elle vient couvrir la pollution réalisée sur la surface et minimiser

donc l’évaporation du polluant vers l’air ambiant avant que le pilote ne soit couvert avec du

papier aluminium.

Cette méthode permet de se rapprocher des conditions réelles du déversement accidentel de

polluant. Cependant, elle ne permet pas d’obtenir immédiatement une pollution homogène. En

assurant un temps de repos suffisamment long, la pollution se répartit de façon plus

homogène. Des tests réalisés par Albergaria, (2009) montrent que l’équilibre est atteint 24

heures après la pollution d’un sol sableux. En fait, la concentration en polluants dans l’air au

sein du sol atteigne la valeur de saturation après cette durée dans plusieurs endroits de la cuve

expérimentale.



Un premier test a été réalisé pour vérifier si la pollution obtenue par cette méthode est bien

homogène. Le sol pollué est extrait de la colonne, couche par couche, afin d’observer la

répartition de la pollution dans toutes les sections. Sauf pour les deux premiers centimètres

qui venaient couvrir la dernière couche, la pollution semblait être homogène dans toute la

colonne mais avec un degré de pollution un peu plus élevé en bas. La même opération a été

réalisée à la fin de chaque test de traitement par extraction sous pression réduite pour vérifier

si le polluant restait dans le sol après l’arrêt du système.

Le calcul de la masse du toluène qu’on devrait ajouter au sol pour avoir le degré de pollution

souhaité se fait en se basant sur l’équation suivante :

toluènettoluène VSm ρ××= (2.9)

toluènem , la masse de toluène à rajouter, [M]

S , degré de saturation en toluène, [%]

toluèneρ , la masse volumique du toluène, [M.L-3]

VII. CONCLUSION

Ce chapitre regroupe les dispositifs expérimentaux ainsi qu’aux méthodes expérimentales

utilisées dans ce travail. L’utilité de la réalisation du pilote 3D est démontrée dans les deux

chapitres qui suivent.


Chapitre III. Détermination de la perméabilité intrinsèque à l’air du sol

3 CHAPITRE III DETERMINATION DE LA PERMEABILITE INTRINSEQUE

A L’AIR DU SOL



I. INTRODUCTION

Les propriétés géologiques du sol doivent être bien déterminées afin de concevoir proprement

un système d’extraction efficace. Plusieurs études ont montré que l'efficacité des opérations

de dépollution, basées sur l’extraction sous pression réduite, est très liée à la valeur et la

distribution de la perméabilité du sol (Rathfelder et al., 1991, Smith et al., 1996, Gidda et al.,

2006). Selon Falta (1996), la détermination des propriétés de la zone non-saturée est un

élément important dans les processus de dimensionnement d’un système d’extraction. Ces

propriétés comprennent les composantes horizontale et verticale de la perméabilité à l'air du

sol et la perméabilité de la couche de confinement dans le cas où elle est utilisée.

Les colonnes unidirectionnelles utilisées souvent dans l’étude de l’extraction sous pression

réduite ne permettent de déterminer que la perméabilité verticale à l’air du sol étudié.

La mise en œuvre d’un test de terrain permettant la détermination des caractéristiques de la

zone non saturée du sol est très complexe et de coût élevé. Ce qui rend l’applicabilité d’un tel

test très difficile et peu envisageable. Les deux composantes, horizontale et verticale, de la

perméabilité à l’air sont supposées être égales. Selon DiGiulio et Varadha, (2001), cela peut

engendrer d’importantes erreurs dans l’estimation du rayon de la zone d’échange effective

d’un système d’extraction et dans le calcul du taux de décontamination par modélisation.

Le but de ce chapitre est de caractériser la méthode la plus adaptée à l’estimation des deux

composantes, horizontale et verticale, de la perméabilité à l’air en utilisant le pilote de

laboratoire et les mêmes tests pneumatiques appliqués à l’échelle du terrain.

Les couvertures de surface sont souvent utilisées afin d’étendre le rayon d’influence des

systèmes d’extraction. Cependant, aucune étude ne compare le rayon d’influence de ces

systèmes avant et après l’utilisation d’une couverture de surface. L’influence d’une

couverture de surface au sol sur les performances de l’extraction sous pression réduite est

donc intéressante à étudier.



II. MODELES D’ECOULEMENT DE L’AIR EN MILIEU POREUX

II.1. Équations d'écoulement d’air lors d’un traitement par extraction sous pression réduite

Lors d’un traitement par extraction sous pression réduite, le puits d’extraction crée un

gradient de pression négatif qui génère l’écoulement d’air vers le puits. L'équation

différentielle partielle de l'écoulement de l’air est obtenue en combinant la loi de Darcy avec

le principe de conservation de masse.

Si on considère un système non saturé dont la porosité à l’air est gθ . La masse de gaz

emmagasinée dans le sol vaut gρθ tandis que le flux de masse sera exprimé par qρ . L'équation

de conservation de masse implique que la divergence du flux de masse est égale au

changement d'emmagasinement avec le temps, s'il n'y a pas de source d’air dans le système:

( ) ( ) 0. =∇+∂

∂q

tg ρ

ρθ (3.1)

L'équation d'état d'un gaz parfait nous donne la relation entre la densité et la pression:

RTPM g=ρ (3.2)

gM , la masse molaire de l’air, [M.mol-1]

Si on suppose que la porosité à l’air reste constante (les modifications de la teneur en

humidité sont ignorées), on obtient (Baehr et Hult, 1991):

( )22

. Pkt

PP

gg ∇∇=∂

∂µθ (3.3)

Model d’écoulement bidimensionnel, axisymétrique dans un système ouvert II.1.1

a. Régime stationnaire

Si le milieu poreux est supposé anisotrope et homogène, l’équation d’écoulement

axisymétrique de l’air dans un système ouvert à l'atmosphère en régime stationnaire donnée

par Baehr et Hult, (1991) est:

012

222

2

22

=∂

∂+⎥

⎦

⎤⎢⎣

⎡∂

∂+

∂∂

zPk

rP

rrPk zr (3.4)

r , la distance radiale à partir du centre du puits d’extraction, [L]

z , la distance verticale en dessous de la surface du sol, [L]



rk , la perméabilité radiale intrinsèque, [L2]

zk , la perméabilité verticale intrinsèque, [L2]

L’équation (3.4) est résolue avec les conditions aux limites suivantes :

22 )0,( atmPrP = (3.5) 22 ),(lim atm

rPzrP =

∞→ (3.6)

0),(2

=∂

∂ drz

P (3.7)

0),(2

=∂

∂ zrr

Pw , (3.8) Udz <<0

)(),(

2

ULwrg

gmw ddrkM

RTQzr

rP

−−

=∂

∂π

µ, LU dzd << (3.9)

0),(2

=∂

∂ zrr

Pw , (3.10) dzdL <<

atmP , la pression atmosphérique, [M.L.T-2]

d , la profondeur de la zone non-saturé du sol, [L]

Ud , la distance verticale jusqu’au sommet de la partie perforée du puits, [L]

Ld , la distance verticale jusqu’au bas de la partie perforée du puits, [L]

mQ , le débit massique d’air, [M.T-1]

wr , le rayon du puits, [L]

Shan et al. (1992) ainsi que Falta (1996) ont résolu l'équation (3.4) en rapprochant le puits à

une ligne d’une force uniforme. Toutefois, ce rapprochement peut conduire à des erreurs dans

la simulation de la répartition de la pression dans le voisinage immédiat du puits d’extraction.

La solution proposée par Baehr et Hult (1991) à rayon-fini, est généralement préférée parce

qu'elle est plus juste à proximité du puits (AIR2D développé par Joss et Baehr (1995)):

⎪⎪⎭

⎪⎪⎬

⎫

⎪⎪⎩

⎪⎪⎨

⎧

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

⎥⎥⎥⎥

⎦

⎤

⎢⎢⎢⎢

⎣

⎡

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛−⎟

⎠⎞

⎜⎝⎛

−+= ∑∞

= dzm

er

dmK

er

dmK

dm

ddm

ddm

mddkrMRTeQ

PPn

w

LU

ULrwg

gmatm

ππππ

ππ

πµ

sincoscos

1)(

201

1

222

(3.11)

où,

21−= nm (3.12)



21

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

z

r

kke (3.13)

0K , l’ordre-zéro modifié des fonctions de Bessel de deuxième degré

1K , le premier ordre modifié des fonctions de Bessel de deuxième degré

b. Régime transitoire

L’équation d’écoulement axisymétrique de l’air à travers un milieu poreux dans un système

ouvert à l'atmosphère en régime transitoire (Baehr et Hult, 1991) :

tP

PzPk

rP

rrPk gg

zr ∂∂

=∂

∂+⎥

⎦

⎤⎢⎣

⎡∂

∂+

∂∂ 2

2

222

2

22 1 θµ (3.14)

Cette équation est résolue par la condition initiale

22atmPP = , (3.15) 0=t

et les conditions aux limites

( ) 22 0, atmPrP = , (3.16) 0>t

( ) 0,2

=∂

∂ drz

P, (3.17) 0>t

22lim atmrPP =

∞→ , ; (3.18) dz <<0 0>t

( )ULrg

gm

r ddkMRTQ

rPr

−−=

∂∂

∞→ πµ2

lim , LU dzd << , (3.19) 0>t

Falta (1996) a proposé la solution suivante:

( )βππππ

µ,sincoscos1

)( 1222 uW

dzm

ddm

ddm

mddkMRTQ

PPn

LU

ULrg

gmatm

⎭⎬⎫

⎩⎨⎧

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡⎟⎠⎞

⎜⎝⎛−⎟

⎠⎞

⎜⎝⎛

−−= ∑∞

= (3.20)

où,

21−= nm (3.21)

tkPr

uratm

gg

4

2 µθ= (3.22)

21

2

⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎠⎞

⎜⎝⎛=

dm

kkr

r

z πβ (3.23)

avec ( )β,uW est la fonction de Hantush définie par



( ) dyy

yy

uWu ⎭

⎬⎫

⎩⎨⎧

−−= ∫∞

4exp1,

2ββ (3.24)

II.1.2 Model d’écoulement bidimensionnel, axisymétrique dans un système semi-

confiné


Les couvertures de surface pourraient être inclus dans la conception des systèmes de

dépollution basés sur l’extraction sous pression réduite afin de :

augmenter le rayon d'influence d'un tel système

réduire les passages préférentiels de l’air (court-circuit) qui se produisent dans le

voisinage du puits d’extraction (USEPA, 1991). Cependant, l’atteinte d’un confinement

absolu s’obtienne rarement même sur des sites où la surface du sol traité est couverte de béton

ou d'asphalte.

L’équation d’écoulement axisymétrique de l’air dans un système semi-confiné en régime

stationnaire s’écrit donc :

012

222

2

22

=∂

∂+⎥

⎦

⎤⎢⎣

⎡∂

∂+

∂∂

zPk

rP

rrPk zr (3.25)

avec les conditions aux limites :

)('' 22

2

atmz

z PPdk

zPk −=∂

∂ 0, => zrr w (3.26)

( ) 0,2

=∂

∂ drz

P, (3.27) wrr >

22lim atmr

PP =∞→ , (3.28) dz <<0

( ) 0,2

=∂

∂ zrr

Pw , (3.29) Udz <<0

( )wULgr

gmw rddMk

RTQzr

rP

)(,

2

−−=

∂∂

πµ

, LU dzd << (3.30)

( ) 0,2

=∂

∂ zrr

Pw , (3.31) dzdL <<

z , la distance verticale en dessous de la couverture imperméable, [L]

d , l’épaisseur de la zone non-saturé du sol à partir de la base de la couverture, [L]

Ud , la distance de la base de la couverture jusqu’au sommet de la partie perforée du puits, [L]



Ld , la distance de la base de la couverture jusqu’au sommet de la partie perforée du puits, [L]

'd , l’épaisseur de la couverture imperméable, [L]

'zk , la perméabilité effective verticale de la couverture imperméable, [L2]

Baehr et Joss (1995) intègrent le terme qui correspond à la perméabilité de la couverture,

ajoutée à la surface du sol, aux conditions limites. Ils affirment que c'est une approche plus

rigoureuse que l'ajout de ce terme dans l’équation régissant l’écoulement d’air comme déjà

fait par Baehr et Hult (1991) et Falta (1996). La solution donnée par Baehr et Joss (1995) pour

un écoulement axisymétrique, cylindrique en régime stationnaire et dans un système semi-

confiné est:

( )⎭⎬⎫

⎩⎨⎧

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ −

−+= ∑∞

=1 022 cos

)('2

nnn

nULrwg

gmatm de

rqKd

zdqddkrM

RTQdeePP α

πµ

(3.32)

avec,

2/1

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

z

r

kke (3.33)

'''dkdke

z

z= (3.34)

( ) ( )

( )nwn

n

LnUn

n

qede

rqKq

dddq

dddq

21

2 sin'

sinsin

+⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ −

−⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ −

=α (3.35)

b. Rrégime transitoire

L’équation d’écoulement axisymétrique de l’air dans un domaine semi-confiné à l'atmosphère

en régime transitoire donnée par Baehr et Hult (1991) est:

( )t

PP

PPddk

zPk

rP

rrPk gg

atmz

zr ∂∂

=−+∂

∂+⎥

⎦

⎤⎢⎣

⎡∂

∂+

∂∂ 2

222

222

2

22

''1 θµ

(3.36)

Cette équation est résolue avec les mêmes conditions initiales et limites que l’équation (3.14),

sauf pour la condition exprimée dans l’équation (3.16) qui est remplacée par :

( ) 00,2

=∂

∂ rz

P, (3.37) 0>t

Baehr et Hult (1991) ont proposé la solution :



( ) −−= 122 ,

2β

πµ

uWdkkM

RTQPP

rrelg

gmatm

( ) ( 21

2 ,cossinsin1 βπππ

πµ

uWd

znddn

ddn

nddkkMRTQ UL

nULrrelg

gm⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡⎟⎠⎞

⎜⎝⎛−⎟

⎠⎞

⎜⎝⎛

− ∑∞

=

)

)

(3.38)

où u et ( iuW β, sont telles que définies respectivement avec les équations (3.22) et (3.24) et

21

1 ''

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

ddkk

r

zβ (3.39)

21

2

2 ''

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛⎟⎠⎞

⎜⎝⎛=

ddkk

dn

kkr

r

z

r

z πβ (3.40)

II.2. Outils d'analyse automatisés

Calcul de la perméabilité II.2.1

L’ensemble des équations qui décrivent l’écoulement de l’air dans la zone non saturée d’un

sol accompagnées de leurs solutions analytiques constituent une base de donnée à partir de

laquelle un model spécifique peut être développé pour chaque application. Dans des travaux

antérieurs, plusieurs modèles ont été écrits pour des conditions précises et ne sont

généralement pas "été retenus" tant que des programmes qui pourraient être facilement

utilisés (USACE, 2002). Toutefois, le progrès qu’a connu l’informatique a permis le

développement de plusieurs modèles mathématiques qui intègrent des solutions complexes.

Le programme développé par DiGiulio and Varadhan (2001) calcule, grâce à la solution

analytique et les valeurs d’entrées fournies par l’utilisateur dans le fichier Input, les valeurs de

P [notées Pcal(ri,zi) dans l’équation 3.41].

Ce programme permet l’estimation de la perméabilité à l'air du sol à l'aide des données de

pressions recueillies, en régime stationnaire ou transitoire, au cours d'un test pneumatique. Ce

logiciel met en œuvre des solutions pour l’écoulement compressible de l'air pour un puits

d’extraction/d’injection, pénétrant le sol, complètement ou partiellement perforé. Un

processus d’optimisation non- linéaire utilise les données de pression recueillies à partir de

plusieurs points de mesure afin de déterminer la perméabilité à l'air.

Le code est un simple programme (disponible sous DOS) qui utilise des fichiers texte ASCII.

Lors de l'élaboration du fichier d'entrée, l'utilisateur peut importer les données à partir d'un

autre fichier ASCII ou les saisir manuellement.



Si une couverture de surface est utilisée, le programme peut calculer aussi sa perméabilité à

l’air. Le programme prévoit également de comparer les pressions simulées à celles observées

et calcule la somme résiduelle des carrés d’erreurs comme une mesure de la qualité de

l'ajustement.

Lors de l’exécution du programme, la méthode de résolution s’effectue par identification

inverse en utilisant la fonction de minimisation suivante :

( ) ( )[ ]

n

zrPzrPRMSE

N

iiiobsiical

2

1

,,∑=

−= (3.41)

Les paramètres que doit comporter le fichier d'entrée sont les suivants :

♦ Les paramètres géométriques : d, du, dL et rw.

♦ Le débit massique.

♦ La viscosité dynamique.

♦ La pression atmosphérique.

♦ La température du sol.

♦ Les pressions observées aux points considérés (Pobs(ri,zi)).

♦ Le nombre de solutions à dégager initialement (Néval).

♦ Le nombre de solutions à garder (Ngar).

♦ Le nombre de solutions à détailler (Ndét).

♦ Des valeurs minimales et maximales pour les valeurs de la perméabilité radiale et pour

le ratio d’anisotropie.

Dans le fichier Input, outre les paramètres intrinsèques aux manipulations, (c’est-à-dire les

dimensions géométriques, le débit massique, la viscosité, la pression atmosphérique et la

température du sol) l’utilisateur doit estimer les paramètres restants, ceux-ci influencent la

qualité des calculs.

L’intervalle des valeurs de la perméabilité radiale est déterminé grâce aux différentes valeurs

de perméabilité rencontrées dans la littérature. Pour un sable, la perméabilité est de l’ordre

de 10-6 cm².



Concernant le ratio d’anisotropie, le sol utilisé étant un sable, on considère que l’écoulement

de l’air à travers celui-ci ne subit pas de directions privilégiées. Le rapport de la perméabilité

radiale et verticale est alors voisin de 1. L’intervalle sera alors fixé entre 1 et 2.

Quant aux nombres de solutions à dégager initialement, il s’agit de la première étape de calcul

du logiciel. Compte tenu des intervalles des valeurs de la perméabilité radiale et du ratio

d’anisotropie, une première étape va consister à tirer aléatoirement « Néval » valeurs possibles

de perméabilité radiale et ratio d’anisotropie (la perméabilité verticale se déduit facilement de

ces deux valeurs).

Ensuite, l’équation (3.41) ainsi que la solution analytique vont entrer en jeu pour calculer plus

précisément et indiquer à l’utilisateur les paramètres attendus. « Ngar » solutions seront

affichées dans le fichier Output et « Ndét » seront détaillées en précisant les valeurs de

pressions calculées en comparaison avec les pressions observées. Après ces étapes réalisées,

le fichier Output est retourné et contient les paramètres estimés suivants :

La perméabilité radiale kr.

La perméabilité verticale kz.

Le ratio d’anisotropie (kr/kz).

Le paramètre d’erreur RMSE.

Un quatuor de ces valeurs correspond à une solution possible. Le programme établit un

classement des solutions selon la valeur du RMSE.

Dans le cas de cette étude, on demande de tronquer les intervalles de valeurs en 5 000 valeurs

aléatoires. Le choix s’est porté sur la donnée de 10 solutions possibles dont 3 avec les valeurs

de pressions observées et calculées. On obtient alors pour chaque débit testé, trois solutions

possibles de perméabilité.

Le fonctionnement informatique du programme est décrit par l’organigramme consigné en annexe IV.

Calcul des pressions, des vitesse et des lignes de courant II.2.2

Il existe plusieurs programmes qui permettent d’obtenir les distributions de pression de gaz,

les vitesses d’écoulement et les lignes de courant, à partir des caractéristiques du sol étudié.

Le tableau ci-dessous résume quelques programmes dans la plupart sont commercialisés :



Nom Auteur Type Entrée Sortie

Airflow Waterloo Hydrologic

2D, éléments finis

Perméabilité, pressions initiales, température

Distributions des pressions, vitesse

d’écoulement et ligne de courant

CSYGAS University of Colorado

(CSUCED)

3D, différences

finies

Perméabilité, porosité, pressions initiales, configuration du

système

Distributions des pressions.

Vent2D et Vent3D

Benson, Huntley et Johnson

2D et 3D, différences

finies

Perméabilité et porosité du sol

Distributions des pressions

Air2D et Air3D

American pertoleum institute

2D et 3D, différences

finies


système


Modflow U.S. Geological Survey

3D, différences

finies


système


Sairflow EPA 2D, solutions analytique

Perméabilité, porosité, température,

configuration du système

Distributions des pressions, vitesse

d’écoulement et ligne de courant

Tableau 3.1 Résumé des modèles d’écoulement d’air dans le sol Le programme que nous avons utilisé est celui développé par DiDuilio et Varadhan, (2001)

sous Fortran. Ce programme, intitulé SAIRFLOW, procède d’une manière inverse à celui

utilisé pour déterminer la perméabilité du sol décrit précédemment, il permet d’obtenir les

pressions, les vitesses, et lignes de courant aux points demandés. Les valeurs d’entrées du

fichier Input sont les suivantes :

♦ Les paramètres géométriques : dU, dL, d et rw.

♦ La température du sol.

♦ Le débit massique.

♦ La perméabilité radiale à l’air.

♦ La perméabilité verticale à l’air.

♦ La porosité à l’air.

♦ Un critère de convergence.

♦ Les coordonnées des points où l’on souhaite calculer les pressions.



Quelques lignes de commandes sur MatLab permettent de tracer les lignes de courant

correspondantes. Ce programme sera utilisé dans une seconde étape, pour visualiser et

conforter les résultats obtenus.

III. DETERMINATION DE LA PERMEABILITE A L’AIR DU SOL

ETUDIE

La perméabilité à l’air intrinsèque du sol utilisé dans ce travail a été mesurée en se basant sur

plusieurs méthodes afin de déterminer celle qui est la plus appropriée. Les deux colonnes

conçues dans cette étude ont été utilisée dans ce but. La perméabilité à l’air a été déterminée

premièrement en utilisant la colonne unidirectionnelle et la loi de Darcy, puis en utilisant le

pilote tridirectionnel et les différents modèles d’écoulement d’air détaillés ci-dessous. Le sol

utilisé dans cette partie est un sable sec.

III.1. Colonne 1D

Une série de tests a été menée sur la colonne 1D afin de mesurer la perméabilité intrinsèque à

l’air du sable utilisé. La méthode utilisée est celle décrite dans le premier chapitre. Les

résultats obtenus sur une colonne de laboratoire devraient permettre de vérifier l’exactitude

des résultats obtenus par les tests pneumatiques réalisés sur le pilote 3D.

La colonne unidirectionnelle a été remplie par le sol après l’installation de quatre capteurs de

pression à différents hauteurs. Quatre débits d’air ont été testés pour avoir une bonne mesure

de la perméabilité à l’air du sol.

Le tableau 3.2 regroupe les résultats de la perte de charge moyenne, mesurée entre deux

capteurs, en fonction du débit appliqué. La perméabilité est déduite des résultats de la perte de

charge à partir de l’équation suivante :

Pz

SQk g

v ∆∆

=µ

(3.42) dans la quelle :

vQ , le débit volumique d’air, [L3.T-1]

S , la section de la colonne, [L2]

z∆ , la distance entre les deux capteurs de pression, [cm]



Test Débit Perte de charge k

(L.min-1) (Pa) (cm2)

1 30.1 705.11 9.09 10-7

2 29.1 660.05 9.15 10-7

3 26.4 600.7 9.10 10-7

4 23.3 535.02 9.02 10-7

Moyenne 9.09 10-7 ± 0.07 10-7

Tableau 3.2 Résumé des tests pneumatiques réalisés sur la colonne unidirectionnelle

La perméabilité à l'air du sol étudié, obtenue par le calcul de la moyenne des quatre valeurs de

perméabilité obtenues pour chaque débit, est égale à 9.09 10-07 cm2.

Sachant que la colonne de laboratoire utilisée est unidirectionnelle, l’écoulement de l’air se

fait dans un seul sens et la valeur de la perméabilité intrinsèque à l’air obtenue ici correspond

à la perméabilité verticale du sol étudié.

III.2. Pilote 3D

III.2.1 Tests pneumatiques pour un sol ouvert à l’atmosphère


Quatre essais ont été réalisés avec quatre débits d’air différents. Le tableau 3.3 résume les

valeurs de pression mesurées dans les six capteurs au cours de chaque essai.

Test 1 Test 2 Test 3 Test 4 r z (30.1 L.min-1) (27.7 L.min-1) (24 L.min-1) (20.3 L.min-1)

(cm) (cm) P (mbar) P (mbar) P (mbar) P (mbar) 3.5 18.5 995.7 996.1 996.7 997.2 3.5 10 998.6 998.4 998.9 998.8 15 18.5 998.6 998.7 998.8 999.0 15 10 999.2 999.7 999.2 999.3 25 18.5 999.4 999.6 999.5 999.4 25 10 999.7 999.6 999.5 999.7

Tableau 3.3 Résultats des tests pneumatiques réalisés à régime stationnaire pour un sol ouvert

Le tableau 3.4 regroupe les valeurs des composantes radiale et verticale de la perméabilité à

l’air du sol calculées, avec l’équation 3.4, pour chaque essai. Les valeurs faibles de l’écart-

type et celle de 95% de l’intervalle de confiance (IC) indiquent la bonne reproductibilité des

résultats sur la gamme des débits utilisés.



Test Débit kr kz kr/kz RMSE

(L.min-1) (cm2) (cm2) (-) (atm) 1 30.1 9.995 10-07 8.085 10-07 1.24 4.09 10-04

2 27.7 9.900 10-07 8.195 10-07 1.21 3.90 10-04

3 24 9.999 10-07 8.808 10-07 1.14 4.09 10-04

4 20.3 9.971 10-07 9.870 10-07 1.01 3.98 10-04

Moyenne 9.97 10-07 8.74 10-07 1.15 Ecart type 4.59 10-09 8.18 10-08 1.01 10-01 95% CI 4.02 10-09 7.17 10-08 8.85 10-02

Tableau 3.4 Valeurs de la perméabilité à l’air pour les tests réalises à régime stationnaire sur un sol ouvert La légère différence entre les résultats obtenus pour chaque test reste acceptable. Cette

différence est peut être due à la faible sensibilité des capteurs aux faibles pressions mesurées

loin du puits d’extraction. Le rapport des perméabilités est proche de 1, il tend à augmenter

lorsque le débit imposé augmente. Ceci peut être dû à l’apparition de turbulences et donc

l’éloignement du régime laminaire posé dans le modèle.

La figure 3.1 illustre une coupe schématique bidimensionnelle des valeurs des gradients de

pressions mesurés contre ceux calculés pour le test 1. Les trois autres tests montrent des

résultats similaires. Comparées aux valeurs mesurées, les valeurs de gradients de pression

simulées montrent que la perméabilité à l’air a été correctement évaluée et que les tests

pneumatiques ont été réalisés dans des conditions homogènes.



0.25

0.25

0.5

0.5

0.75

1 1.5

2 3

4 6

Distance du centre du puits d'extraction (cm)

Dis

tanc

e de

la su

rfac

e du

sol (

cm)

5 10 15 20 25

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20 + +

+ +

+ 4.2

+ 1.4

1.4

0.8

0.6

0.3

Figure 3.1 Comparaison entre les valeurs de pression mesurées (+) et calculées (lignes) pour un sol

ouvert (Qv= 30.1 L.min-1)

La petite différence entre les valeurs de la perméabilité à l'air obtenues ici et la perméabilité

obtenue avec la colonne 1D confirme que la perméabilité peut très bien être déterminée avec

le test en régime stationnaire et à sol ouvert. Cela, peut nous amener à dire que l'utilisation de

l’équation d'écoulement d’air en régime stationnaire pour un sol ouvert produit une bonne

estimation de la perméabilité horizontale et verticale. Le paramètre prépondérant étant

l’obtention d’un régime stationnaire.


Pour les tests pneumatiques, où le régime stationnaire n’est pas atteint prématurément, les

solutions d’écoulement d’air en régime transitoire peuvent donner une bonne vérification des

caractéristiques du sol estimées en régime stationnaire. Les solutions en régime transitoire

peuvent également être très utiles lorsque le régime stationnaire met beaucoup de temps à se

produire ou lorsque le sol étudié est fortement saturé en liquides où leur extraction peut se

produire très rapidement.

En plus de la détermination des deux composantes de la perméabilité à l’air du sol, les tests

transitoires ont l’avantage de permettre l’estimation de la porosité du sol.



Pour être dans les mêmes conditions qu’avant, les tests en régime transitoire ont été menés

tout de suite après avoir recueilli les données expérimentales des tests menés sur le sol ouvert

à l’atmosphère en régime stationnaire.

L'hypothèse implicite dans l'utilisation des solutions analytiques à source fine (line-

source/sink) est que les effets de stockage du puits sont négligeables, sauf dans le voisinage

immédiat du puits d'extraction ou d'injection (DiGiulio et Varadhan, 2001). Pour éviter les

erreurs qui peuvent être introduites dans l'estimation de la perméabilité à l'air, les deux

premiers capteurs de pression, qui sont situés à 3,5 cm du centre du puits d'extraction, n'ont

pas été utilisés au cours des tests pneumatiques transitoires.

Les tests en régime transitoire consistent à mesurer la pression, par les capteurs installés dans

le sol, et suivre son évolution en fonction du temps après la mise en marche et l’arrêt de la

pompe. Les pressions ont été mesurées dans les quatre autres capteurs toutes les 0,7 secondes

lors de chaque essai (fréquence minimale pour la centrale d’acquisition). Le régime

stationnaire se produisant rapidement, la durée des essais est d'environ 20 secondes.

Comme dans la section précédente, quatre tests ont été réalisés avec quatre débits d’air

différents afin de mieux estimer les caractéristiques du sol étudié. Le tableau 3.5 donne les

valeurs des deux composantes de la perméabilité à l'air ( and ) et les valeurs de la porosité

du sol estimées pour chaque test.

rk zk

Test Débit kr kz kr/kz Porosité RMSE (L.min-1) (cm2) (cm2) (-) (-) (atm) 1 30.1 6.75 10-07 4.82 10-07 1.40 0.4707 2.91 10-04

2 27.7 7.46 10-07 4.97 10-07 1.50 0.4915 2.55 10-04

3 24 6.94 10-07 5.06 10-07 1.37 0.4846 3.25 10-04

4 20.3 7.11 10-07 4.86 10-07 1.43 0.4823 2.81 10-04

Moyenne 7.06 10-07 4.93 10-07 1.42 0.482 Ecart Type 3.01 10-08 1.06 10-08 5.55 10-02 8.65 10-03 95% IC 2.64 10-08 9.26 10-09 4.86 10-02 7.58 10-03

Tableau 3.5 Valeurs de la perméabilité à l’air et de la porosité pour les tests réalises à régime transitoire sur un sol ouvert La moyenne de la perméabilité à l'air du sol, pour les quatre tests, est égale à 7,06 10-07 cm2

pour la composante radiale et 4,93 10-07 cm2 pour la verticale. Ces valeurs sont inférieures à

celles obtenues en régime stationnaire et à la valeur de la perméabilité obtenue à l'aide de la

colonne unidirectionnelle. En outre, le ratio kr/kz est égal à 1,42 qui est une valeur

relativement élevée pour un sol sableux.



La figure 3.2 compare les valeurs de pression mesurées avec celles calculées. Le calcul est

effectué en utilisant les valeurs de perméabilité obtenues pour le test 1, pour le point (r = 15, z

= 18,5).

Figure 3.2 Comparaison entre les valeurs de pression mesurées et calculées à (r = 15, z = 18.5) pour

un sol ouvert (Qv= 30.1 L.min-1)

Comme on peut l’observer, les valeurs de la pression calculées en ce point atteignent une

valeur constante au bout de 2 secondes environ alors que la pression mesurée varie pendant

une période relativement longue. La cause de cette observation peut avoir plusieurs sources.

Le débit d’aspiration peut être la cause de l’établissement d’un régime turbulent ou quasi

turbulent n’obéissant pas ainsi aux hypothèses du modèles. La sensibilité des capteurs qui est

de 0.3 mbar peut aussi avoir un effet sur les mesures de pression relevées. Les valeurs de

pression ne sont que de l’ordre de 1.3 mbar pour notre pilote de laboratoire.

Enfin la différence remarquée en fin de courbe peut être du au fait que l’arrêt de la pompe ne

se fait pas d’une manière instantanée, ainsi le débit à l’intérieur du sol va mettre quelques

instants avant de s’arrêter (d’après cette courbe 3s approximativement). Ce temps est très

important devant la durée de l’expérience qui ne dépasse pas 20s.

Ces observations peuvent nous amener à dire que l’étude du système en condition transitoire

n’est peut être pas appropriée pour être utilisée pour des pilotes de laboratoire. En effet, nos

moyens de mesure ne sont pas assez sensibles aux valeurs de pressions réels. Les valeurs des



deux composantes de la perméabilité à l'air estimées en régime transitoire avec un sol ouvert

ne sont donc pas prises en compte .

III.2.2 Tests pneumatiques pour un sol semi-confiné


La couverture de surface a été simulée par l’ajout d’une couche de 3 cm d’argile « Impersol »

sur la surface du sable. Les valeurs de pression ont été recueillies des six capteurs de pression

après avoir atteint le régime stationnaire. Quatre tests ont été réalisés avec quatre débits d’air

différents afin de mieux estimer la perméabilité à l’air du sol étudié et de la couche d’argile

rajoutée à la surface. Le tableau 3.6 résume les débits d’air appliqués et les valeurs de

pression mesurées par les six capteurs au cours de chaque test.

Test 1 Test 2 Test 3 Test 4 r z (30.1 L.min-1) (27.7 L.min-1) (24 L.min-1) (20.3 L.min-1)

(cm) (cm) P (mbar) P (mbar) P (mbar) P (mbar) 3.5 18.5 983.7 986.7 990.3 992.1 3.5 10 988.2 990.1 992.8 993.8 15 18.5 988.0 990.1 992.7 994.1 15 10 988.3 990.4 992.9 994.3 25 18.5 988.4 990.8 993.2 994.2 25 10 988.7 990.6 993.7 994.5

Tableau 3.6 Résultats des tests pneumatiques réalisés à régime stationnaire pour un sol semi-confiné

Le tableau 3.7 donne les valeurs des composantes radiale et verticale de la perméabilité à l’air

du sol ( et ) ainsi que du rapport rk zk 'dz 'k calculées pour chaque essai. représente la

valeur de la perméabilité à l’air de la couche d’argile.

'zk

Test Debit kr kz kr/kz k'z/d' RMSE (L.min-1) (cm2) (cm2) (-) (cm) (atm) 1 30.1 7.37 10-07 7.86 10-07 0.94 1.22 10-11 1.19 10-03

2 27.7 8.30 10-07 9.52 10-07 0.87 1.04 10-12 9.06 10-04

3 24 9.08 10-07 1.09 10-06 0.83 1.61 10-11 6.40 10-04

4 20.3 7.86 10-07 1.54 10-06 0.51 4.70 10-11 6.62 10-04

Moyenne 8.41 10-07 1.20 10-06 0.74 2.14 10-11 Ecart Type 6.20 10-08 3.09 10-07 1.98 10-01 2.34 10-11 95% IC 5.43 10-08 2.71 10-07 1.74 10-01 2.05 10-11

Tableau 3.7 Valeurs de la perméabilité à l’air pour les tests réalises à régime stationnaire sur un sol semi-confiné



L'utilisation de l’équation d’écoulement d’air en régime stationnaire dans un système semi-

confiné (avec la couche semi-imperméable) semble fournir une légère surestimation de la

perméabilité verticale et une légère sous-estimation de la perméabilité radiale, par rapport aux

valeurs obtenues en régime stationnaire pour un sol ouvert. La valeur moyenne du rapport de

perméabilités kr/kz est également douteuse. Une valeur de 0.74 est faible pour un sol sableux

où le rapport kr/kz doit être proche de 1.

La figure 3.3 illustre une coupe schématique bidimensionnelle des valeurs des gradients de

pressions mesurés contre ceux calculés pour le test 1. Les 3 autres tests montrent des résultats

similaires.

4.6

4.6

4.6

5

5

5

5.5

5.5

5.5

6

6

7

7

8 9 10

Distance du centre du puits d'extraction (cm)

Dis

tanc

e de

la su

rface

du

sol (

cm)

5 10 15 20 25

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

+

+ + + 16.3

11.8

12.0 11.6

+11.7

+ 11.3

Figure 3.3 Comparaison entre les valeurs de pression mesurées (+) et calculées (lignes) pour un sol

semi-confiné (Qv= 30.1 L.min-1)

La figure 3.3 montre clairement que les pressions mesurées sont élevées en comparaison avec

celles qui ont été calculées à partir des valeurs estimées pour le test 1. Cette différence entre

les valeurs mesurées et simulées est peut être due au fait que peu de données sont utilisées

pour évaluer les trois paramètres inconnus ( , et ) contrairement au cas où le sol est

ouvert à l’atmosphère et deux paramètres seulement sont à calculer avec les mêmes données

de pression. Une autre hypothèse est que cette différence est peut être due au fait que l’ajout

rk zk 'zk



d’une couche imperméable sur la surface du sol entraine une dépression relativement

importante.

Les résultats obtenus confirment ceux obtenus par Mohr et Merz (1995). Ces auteurs ont

estimé la perméabilité à l’air pour plusieurs sites. Ils ont trouvé que les meilleures adéquations

entre les pressions mesurées et celles simulées ont été obtenues quand la surface du site n’était

pas couverte d’une couche imperméable.


Pour les mêmes raisons citées dans la section III.2.1b, seulement les données collectées à

partir des quatre capteurs de pression placés loin du puits d’extraction ont été utilisés.

L’estimation des différents paramètres a été faite en utilisant la même approche que celle déjà

définie précédemment. Le tableau 3.8 présente les valeurs des deux composantes de la

perméabilité à l'air ( et ), la porosité à l’air du sol et le rapport de la perméabilité de la

couche d'argile et son épaisseur (

rk zk

''d

kz ), estimées pour chaque tests. Comme on peut le

constater, les valeurs des deux composantes de la perméabilité à l'air sont très faibles en

comparaison avec les résultats obtenus dans les sections précédentes.

Test Débit kr kz kr/kz Porosité k'z/d' RMSE (L.min-1) (cm2) (cm2) (-) (-) (cm) (atm) 1 30.1 1.98 10-07 1.10 10-07 1.80 0.451 1.49 10-12 3.01 10-03

2 27.7 2.25 10-07 1.19 10-07 1.89 0.451 1.85 10-12 2.15 10-03

3 24 2.34 10-07 1.14 10-07 2.05 0.453 1.85 10-12 1.47 10-03

4 20.3 2.31 10-07 2.21 10-07 1.04 0.451 1.49 10-12 1.22 10-03

Average 2.30 10-07 1.51 10-07 1.66 0.451 1.73 10-12 Std Dev 4.60 10-09 6.04 10-08 5.41 10-01 1.15 10-03 2.06 10-13 95% CI 4.03 10-09 5.30 10-08 4.74 10-01 1.01 10-03 1.80 10-13

Tableau 3.8 Valeurs de la perméabilité à l’air pour les tests réalisés à régime transitoire sur un sol semi-confiné

La valeur moyenne estimée pour le rapport ( ''d

kz ) est presque 10 fois inférieure à celle

calculée à partir des données de pression obtenues en régime stationnaire. Cependant, la



valeur de 0,451 trouvée pour la porosité à l’air du sol reste acceptable par rapport à celle

déterminée expérimentalement et qui vaut 0.485.

La figure 3.4 illustre une comparaison entre les données de pression mesurées et celles

calculées pour le point (r = 15, z = 18,5). Comme on peut le constater, les valeurs simulées de

pression atteignent une valeur constante en moins de 4 secondes alors que la pression mesurée

fluctue au cours d'une longue période avant de chuter à 0 après l’arrêt de la pompe. Les

différences observées en début et en fin d’expérience peuvent être dus à la mise en régime et

l’arrêt long de la pompe.

Une sous estimation théorique des valeurs de la zone du milieu peut être due à l’effet du débit

sur l’établissement de l’écoulement laminaire.

Comme dans le cas où le sol est ouvert à l’atmosphère, nous pouvons dire qu’avec nos

conditions d’expérience, nous ne pouvons pas appliquer le modèle du régime transitoire.

Figure 3.4 Comparaison entre les valeurs de pression mesurées et calculées à (r = 15, z = 18.5)

pour un sol semi-confiné (Qv= 30.1 L.min-1)



IV. ETUDE DE L’INFLUENCE D’UNE COUVERTURE DE SURFACE

SUR LES PERFORMANCES D’UN SYSTEME D’EXTRACTION

IV.1. Introduction

La quantité d'air extrait du sol et sa distribution, sont des paramètres importants qui contrôlent

la volatilisation des COV et donc affectent le temps de réhabilitation d'un système

d’extraction (Gidda et al. 2006).

Le contrôle de l’écoulement d'air au sein du sol traité est un facteur critique dans l'efficacité

d'un système d'extraction. Un des problèmes rencontrés dans les opérations de traitement par

extraction sous pression réduite est la présence de courts-circuits d’air qui se produisent à coté

du puits d’extraction et qui tendent donc à réduire l'efficacité du traitement (USEPA, 1991).

Pour contourner ce problème, les couvertures de surface peuvent être incluses dans le

dimensionnement des systèmes d’extraction. La faible perméabilité de ces couvertures force

l'air à s’écouler horizontalement d'une plus grande distance et de limiter les passages

préférentiels d’air et les courts-circuits (WDNR, 1993).

L’ajout d’une couverture de surface permet également de contrôler le flux d'air afin qu’il sera

plus susceptible de provenir des puits d’injection s'ils sont utilisés (USEPA, 1991).

Les couvertures de surface de faible perméabilité conçues par des matériaux tels que les tissus

géosynthétiques, les polymères et les matériaux géologiques de faible perméabilité, peuvent

être utilisés pour améliorer de manière significative l'extraction des contaminants du sol et le

degré de remédiation dans certaines conditions (USEPA, 1991, WDNR, 1993).

La réussite du dimensionnement d’un système d’extraction repose premièrement sur la

compréhension des modes d’écoulement d'air sous des conditions où une couverture de

surface est utilisée et deuxièmement sur l'évaluation de l’influence de l’ajout d’une telle

couverture sur l’efficacité du système dans les intervalles visés du sous-sol.

Le but de ce paragraphe est de vérifier si l'utilisation d’une couverture de surface peut (i)

augmenter le rayon d'influence de notre système et (ii) réduire les courts-circuits d'air qui se

produisent dans le voisinage du puits d'extraction.

La méthode la plus courante utilisée dans le dimensionnement des systèmes d’extraction se

base sur le vide atteint dans le sol comme critère pour estimer le rayon d'influence du système

sous les conditions du site (USACE, 2002). Dans cette approche, les calculs sont effectués en



utilisant les données des essais pilote et le modèle analytique d’écoulement d’air approprié

pour déterminer la distance où le vide critique est atteint. Le volume contenu dans ce rayon

est souvent appelé « zone d'influence » notée ZI (Dixon et Nichols, 2007).

Suthersan et al. (1999) ont montré que le rayon d'influence, basé sur la valeur du vide induit

dans le sol, n’est pas un bon paramètre pour le dimensionnement d’un système d’extraction.

Dixon et Nichols (2007) et Johnson et Ettinger (1994) proposent une autre approche pour le

dimensionnement des systèmes d’extraction. Cette approche consiste à déterminer le rayon

d’influence en se basant sur l’atteinte d’une vitesse de pore d’air critique. La zone est définie

comme étant le volume du sol limité par le rayon où la vitesse de pore critique est atteinte.

Elle est souvent appelées « Zone de Capture » notée ZC (Dixon et Nichols, 2007).

IV.2. Comparaison basée sur l’atteinte d’un vide critique

La distribution des gradients de pression induits dans le sol pour un débit d’air donné est

généralement calculée en utilisant les valeurs de la perméabilité à l'air du sol dans les deux

directions radiale et verticale et le modèle d’écoulement d’air adéquat.

Expérimentalement, en comparant les résultats obtenus dans les deux scénarios (sol ouvert à

l’atmosphère et sol couvert à la surface), on peut déjà noter que pour les quatre débits d’air

testés, les pressions mesurées dans le cas où la couche d'argile a été utilisée sont largement

élevées par rapport aux pressions mesurées quand la surface du sol était libre (tableaux 3.3 et

3.6).

Pour le premier test par exemple (Qv = 30.1 L.min-1), le vide dans les proximités du puits

d’extraction (r = 3.5, z = 18,5) a augmenté de 4,3 mbar, pour le sol ouvert, à 16,3 mbar dans

le cas où la couverture de surface à été rajoutée. Pour le même test, le vide a augmenté de

0,4 mbar pour le sol ouvert à 11,3 mbar loin du puits d’extraction (r = 25, z = 10). Pour le

dernier test et avec un débit d'air (Qv = 20.3 L.min-1), le vide a augmenté de 2,8 mbar à

7,9 mbar dans le voisinage immédiat du puits et de 0,3 mbar à 5.5 mbar à (r = 25, z = 10),

lorsque la couche d'argile a été ajoutée.

Les résultats obtenus expérimentalement montrent clairement que l'ajout d’une couverture de

surface peut augmenter largement le rayon d'influence d'un système d’extraction. Les valeurs

élevées du vide obtenues après l'ajout de la couche d'argile à la surface du sol, montrent qu'il

n'y avait pas de courts-circuits d'air à proximité du puits d'extraction et que l’écoulement d'air

se fait d'une plus grande distance.



La figure 3.1 et la figure 3.3, qui schématisent les gradients de pression calculés pour les deux

cas (ouvert et confiné), confirment que l’ajout d’une couverture de surface permet d’étendre

le rayon d’influence d’un système d’extraction en se basant sur l’atteinte d’un vide critique.

Une valeur de 0.25 mbar comme gradient de pression a été atteinte à 25 cm du puits

d’extraction dans le cas d’un sol ouvert et pour un débit Qv = 30.1 L.min-1, alors que pour la

même distance, une valeur de 4.7 mbar est relevée. La valeur de 0.25 mbar correspond à la

valeur du vide critique utilisée souvent dans le dimensionnement des système d’extraction

pour estimer le rayon d’influence en se basant sur cette approche (USACE, 2002).

IV.3. Comparaison basée sur l’atteinte d’une vitesse critique d’air

La vitesse d’air est obtenue en calculant la densité spécifique. La densité spécifique q [L.T-1]

est calculée par l’équation suivante :

22zr qqq += (3.43)

La densité spécifique radiale est calculée par : rq

rP

Pkq

g

rr ∂

∂−=

2121

µ (3.43)

où,

⎪⎪⎭

⎪⎪⎬

⎫

⎪⎪⎩

⎪⎪⎨

⎧

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

⎥⎥⎥⎥

⎦

⎤

⎢⎢⎢⎢

⎣

⎡

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛−⎟

⎠⎞

⎜⎝⎛

−=

∂∂ ∑∞

= dzm

er

dmK

er

dmK

ddm

ddm

mddkrMRTQ

rP

nw

LU

ULrwg

gm πππ

ππ

πµ

sincoscos

1)(

211

1

2

2

(3.44)

La densité spécifique verticale, est calculée par : zq

zP

Pkq

g

zz ∂

∂−=

2121

µ (3.45)

où,

⎪⎪⎭

⎪⎪⎬

⎫

⎪⎪⎩

⎪⎪⎨

⎧

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

⎥⎥⎥⎥

⎦

⎤

⎢⎢⎢⎢

⎣

⎡

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛−⎟

⎠⎞

⎜⎝⎛

−=

∂∂ ∑∞

= ezm

er

dmK

er

dmK

ddm

ddm

mddkrMRTeQ

zP

nw

LU

ULrwg

gm πππ

ππ

πµ

coscoscos

1)(

201

1

2

2 (3.46)

La figure 3.5 et la figure 3.6 illustrent, respectivement, un schéma bidimensionnel des lignes

de courant et des vitesses de pore d’air calculées pour les deux configurations (sol ouvert et

confiné) lorsque le débit massique d’air appliqué est Qv=-30,1 Lmin-1. Dans ces deux figures,



l'espace entre deux lignes de courant représente 10% du flux d’air total extrait par le puits.

Les lignes de courant sont très curvilignes en raison de la pénétration du puits d'extraction.

0.5

0.5

0.75

0.75

1

1

2

2

3 4 6 81015 20

Distance du puits d'extraction

Dis

tanc

e de

la su

rface

du

sol (

cm)

0.1

0.2

0.3

0.40.50.6

0.7 0.8

0.9

5 10 15 20 25

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

Figure 3.5 Profil des lignes de courant et des vitesses pour un sol ouvert (Qv= 30.1 L.min-1)

5 10 15 20 25

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20 Distance du puits d'extraction (cm)

Dis

tanc

e de

la su

rface

du

sol (

cm)

0.1 0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9 0.5

0.50.5

0.75

0.75

0.75

1

1

2

2

3

3

4 6 10

15 20

8

Figure 3.6 Profil des lignes de courant et des vitesses pour un sol semi-confiné (Qv= -30.1 L.min-1)

Dans le cas où le sol est ouvert à l’atmosphère (figure 3.6), les lignes de courant indiquent

qu’une grande quantité d’air est extraite dans le voisinage immédiat du puits (par exemple,



60% de l’écoulement se produit dans les 25 cm du puits) ce qui n'est pas le cas pour le sol

couvert comme le montre la figure 3.6. Cela peut nous amener à dire une fois de plus que

l’ajout d’une couverture de surface limite les courts-circuits d'air qui se produisent à

proximité du puits d’extraction.

Pour les deux cas, les vitesses de pore d’air sont très élevées tout au long de la colonne. Ce

résultat est une conséquence de la forte perméabilité à l’air du sol utilisé et à la grande valeur

du débit appliqué (Qv= 31,1 L.min-1). Les deux figures montrent que la vitesse d’air est restée

presque la même au voisinage du puits d’extraction dans les deux cas. Toutefois, à de grandes

distances, une différence entre les valeurs de cette dernière est observée. Par exemple, la ligne

de vitesse 0,5 cm/s atteint, dans le sol semi-confiné, une distance de 27 cm. Cependant, la

même vitesse n’a pas parvenu à dépasser une distance de 20 cm pour le sol ouvert.

V. CONCLUSION

L’utilisation des modèles d’écoulement laminaire en régime stationnaire semble être la

meilleure méthode pour évaluer la perméabilité à l'air du sol. Les résultats trouvés en utilisant

ce modèle pour un sol ouvert ont été en accord avec les valeurs de la perméabilité trouvées en

utilisant la colonne unidirectionnelle.

Les modèles d’écoulement d’air en régime transitoire qui ont été utilisées ont donné une

bonne estimation de la porosité à l’air du sol étudié. Toutefois, les composantes, radiale et

verticale, de la perméabilité à l'air ne sont pas bien estimées. Cela est peut être dû aux

conditions opératoires qui nécessitent une précision importante au niveau des mesures de

pression, du temps et mise en régime de la pompe.

L'utilisation des solutions analytiques dans un domaine semi-confiné n’est peut être pas

appropriée pour estimer les paramètres du sol à l’échelle pilote puisqu’une grande différence a

été observée entre les valeurs des gradients de pression mesurés et calculés. L'estimation de

plusieurs paramètres en se basant sur peu de données peut être la cause de cette mauvaise

estimation. Cette différence peut aussi être liée aux matériels utilisés ainsi qu’aux conditions

opératoires des tests réalisés.

Les pilotes à l’échelle de laboratoire peuvent être très utiles pour caractériser les paramètres

physiques des sols ciblés, pour être traités par extraction sous pression réduite, et où en

général les composantes radiale et verticale de la perméabilité à l’air sont différentes.



Dans ce chapitre, il a été démontré que la détermination de la perméabilité radiale et verticale

du sol est nécessaire pour générer les courbes schématisant l’évolution du vide crée ainsi que

de la vitesse d’air au sein du sol en fonction de la distance et du débit d’air appliqué.

Au cours de cette étude, il a été prouvé que les couvertures de surface peuvent être employées

pour deux vocations. Tout d'abord, elles limitent les courts-circuits d'air qui se produisent

dans le voisinage de l'extraction de puits. Deuxièmement, elles augmentent le rayon

d'influence d’un système d’extraction en modifiant la géométrie du flux d’air.

La comparaison des lignes de courant obtenues en milieu ouvert et semi-confiné montre que

les couvertures de surface ont tendance à empêcher l'air de pénétrer dans le sous-sol depuis

les voisinages du puits d’extraction et force l'air à s’écouler depuis une plus grande distance.

Ce résultat a été confirmé par la comparaison des vitesses d’air obtenues dans les deux cas.


Chapitre IV. Etude de l’évolution de la perméabilité à l’air du sol au cours de l’extraction des COV

4 CHAPITRE IV ETUDE DE L’EVOLUTION DE LA PERMEABILITE

A L’AIR DU SOL AU COURS DE L’EXTRACTION DES COV



I. INTRODUCTION

La perméabilité à l'air contrôle l’écoulement convectif de l’air et détermine si l’extraction

sous pression réduite est applicable ou pas pour dépolluer un sol contaminé. La perméabilité à

l’air détermine également l’étendue de la zone d’échange effectif de l’air.

Le fait que la porosité à l'air détermine le volume de pores disponibles à son écoulement, sa

perméabilité est une fonction de la saturation du sol en liquides. L'extraction des contaminants

du sol au cours des opérations d’extraction sous pression réduite entraîne une réduction du

volume des COV piégés dans l'espace poreux du sol, et un élargissement des canaux de

circulation d'air, ce qui augmente la perméabilité à l'air (Farhan et al., 1998). Quand le degré

de saturation en liquides diminue, la porosité à l'air augmente et la perméabilité relative

augmente fortement (USACE, 2002).

Dans la modélisation de l’extraction sous pression réduite, supposer que la perméabilité à l'air

reste constante au cours des opérations de dépollution va générer d'importantes erreurs dans

l'estimation du taux de décontamination. Reconnaissant ce fait, les nouveaux modèles

mathématiques publiés récemment intègrent des relations dans le but d'évaluer l'augmentation

de la perméabilité à l'air pendant l'extraction des contaminants.

Plusieurs études ont été réalisées afin de prévoir l’évolution de la perméabilité en fonction du

degré de saturation et plusieurs corrélations ont été établies. Cependant, peu d’études ont

comparé ces corrélations afin de déterminer celles qui corrèlent le mieux l’évolution de la

perméabilité relative à l’air. Dans le même contexte, aucune étude n’a été faite sur l’influence

que peut avoir une mauvaise caractérisation de cette évolution sur les performances d’un

modèle mathématique.

Les corrélations discutées dans le premier chapitre ont été obtenues d’une manière empirique

en procédant à des mesures de la perméabilité à l'air sur des colonnes de laboratoire

unidirectionnelles et dans des conditions différentes que celles rencontrées lors des opérations

de décontamination par extraction sous pression réduite.

Selon DiGiulio (1992), la méthode la plus efficace pour mesurer la perméabilité à l'air est la

réalisation des tests pneumatiques. Les tests pneumatiques offrent une alternative aux

méthodes de laboratoire, ils fournissent des estimations plus réalistes de la perméabilité à l'air



en diphasique et sont capables de caractériser les deux composantes radiale et verticale de la

perméabilité à l’air.

Le but de ce chapitre est de développer une relation empirique entre la perméabilité relative à

l’air et le degré de saturation totale en liquide. La détermination de la perméabilité relative à

l’air a été réalisée dans ce travail en mesurant les deux composantes, horizontale et verticale,

de la perméabilité à l’air avec le pilote tridirectionnel.

L’influence de la caractérisation de l’évolution de la perméabilité, en milieu diphasique, sur

les performances d’un modèle mathématique (à prévoir le comportement du sol suite à

l’application de la technique d’extraction sous pression réduite) a été ensuite étudiée. Pour

cela, la corrélation établie a été comparée aux corrélations existantes. Deux corrélations ont

été sélectionnées en raison de leur formulation simple, ce qui leur permet d'être comparées

directement aux mesures de perméabilité obtenues expérimentalement et d’être intégrées

facilement dans le modèle mathématique utilisé. La première corrélation testée ici est celle

suggérée par Falta et al. (1989). La deuxième corrélation est le polynôme proposé par

Stylianou et Devantier (1995). Les relations compliquées, qui exigent la détermination de

paramètres supplémentaires tels que l'indice de distribution de la taille des pores, la saturation

résiduelle d'eau ou de la phase liquide non aqueuse, n'ont pas été testés dans cette étude. Leur

intégration dans un modèle mathématique est difficile.

Le dimensionnement des systèmes d’extraction se fait actuellement en se basant sur l’atteinte

d’une vitesse critique d’air qui garantie un taux de transfert de masse optimal. L’estimation de

cette vitesse est généralement faite en se basant sur les résultats obtenus par des colonnes de

laboratoire unidirectionnelles.

l’autre objectif de ce chapitre est de vérifier si les paramètres qui décrivent le transfert de

masse, obtenus à partir de l’identification inverse des modèles mathématiques aux

expériences réalisées à l’échelle de laboratoire, peuvent être extrapolés à l'échelle réelle ou

non.

L’optimisation de l’extraction sous pression réduite a fait l’objet de plusieurs recherches. Une

nouvelle méthode d’extraction qui pourrait réduire les coûts des opérations de traitements par

extraction sous pression réduite est proposée à la fin de ce chapitre.



II. DESCRIPTION DU MODELE CHOISI : 3D-SVE

Afin de mieux comprendre les processus qui se produisent lors de l’application d’un

traitement par extraction sous pression réduite et de prévoir le temps de réhabilitation, un

modèle mathématique est nécessaire. Ce modèle devrait tenir compte de toutes les

complexités importantes incluant les équations qui décrivent les interactions sol/contaminants,

les équations d’écoulement multiphasique, les équations de transport des contaminants et les

équations de transfert de masse sous contrôle cinétique. Cela permet d'analyser et de prédire

les performances d’un système d’extraction à l'échelle de terrain en augmentant la possibilité

d’introduire un grand nombre de paramètres.

Nous avons vu par ailleurs que les modèles d’écoulement d’air combiné aux modèles de

transport des contaminants dans le sol ont souvent comme paramètres d’entrée :

♦ Période de calcul.

♦ Densité apparente du sol.

♦ Teneur en matière organique du sol.

♦ Coefficient de partage air-PLNA, eau-PLNA, eau-air, eau-sol pour chaque composé.

♦ Perméabilité à l’air.

♦ Teneur en eau du sol.

♦ Débit d’extraction/injection.

♦ Epaisseur et géométrie de la zone non-saturée.

♦ Composition massique de la pollution ainsi que sa masse totale.

♦ Viscosité dynamique de l’air.

♦ Taux de biodégradation de chaque composé.

♦ Coefficient de dispersion de l’air.

♦ Conditions aux limites de la pression.

Les paramètres de sortie de ces modèles incluent en général :

♦ Distribution de la pression.

♦ Vitesses d’écoulement d’air.



♦ Lignes de courant d’air.

♦ Taux d’extraction pour chaque composé.

♦ Distributions spatial et temporelle de la concentration de chaque contaminant dans

l’air, l’eau et la PLNA.

Afin d’accomplir les objectifs de cette étude, le choix du modèle d’écoulement et de transport

de contaminants s’est porté sur le modèle 3D-SVE. Le 3D-SVE est un modèle mathématique

qui a été développé récemment par Zhao, (2007). Le développement de ce modèle a fait

l’objet d’un travail de thèse à l’université de Guelph (Ontario) au canada sous la direction du

Professeur Richard Zytner.

Le modèle mathématique proposé simule l’écoulement multiphasique et le transport des

contaminants dans le sol, sous un transfert de masse transitoire, pour les essais de laboratoire

et pour les opérations de terrain de grande envergure. Le tableau 4.1 compare le modèle 3D-

SVE à deux des modèles mathématiques les plus connus et utilisés dans le dimensionnement

des systèmes de décontamination par extraction sous pression réduite :

Modèle 3D-SVE SVE-3D VENT3D

Auteurs Lian Zhao, 2007 Scientific Software Inc., 2005

Benson et al. (1993)

Solution numérique

Elément finis Elément finis Différences finies

Composés Multi-composés Multi-composés Multi-composés

Zones hétérogènes de perméabilité

Oui Oui Oui

Phases 4 Phases avec 3 phases en écoulement (gaz)

4 Phases avec 3 phases en écoulement

Phase gazeuse

Transfert de masse

Pas d’équilibre entre phases.

Coefficients de transfert de masse transitoires

Pas d’équilibre entre phases.

Coefficients de transfert de masse constants : 1er ordre

Biodégradation

Equilibre entre phases

Calibrations Paramètres empirique de transfert de masse

Non Concentrations initiale

Tableau 4.1 Comparaison entre le modèle 3D-SVE et deux autres modèles commerciaux



Comme expliqué dans la partie bibliographique, le polluant se trouvant dans le sol va se

trouver sous différentes formes. En effet, les quatre phases en question sont les suivantes : la

phase « brute » du polluant (PLNA), la phase gazeuse, la phase aqueuse (la partie du polluant

dissoute dans l’eau présente dans le sol), et la phase adsorbée par les particules du sol.

Les équations prises en compte par le modèle 3D-SVE découlent des équations (4.1) et (4.2).

L’équation (4.1) décrit la conservation de masse du système, cependant, si l’on considère les

transferts de masse entre phases, il convient de rajouter un terme « source », désigné par E. En

effet, les contaminants qui vont être extraits, présents dans la phase gazeuse, peuvent provenir

des autres phases. E est alors un terme général pouvant désigner par exemple le transfert de

masse entre les phases PLNA et gazeuse régit par la valeur de la pression de vapeur saturante

du contaminant.

L’équation (4.1) prend de plus en compte toute source (ou perte) qui pourrait intervenir par

l’intermédiaire du terme Q.

( ) ( ) ( ) ( )t

EQz

qy

qx

q zyx

∂⋅∂

=+±⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡∂

⋅∂+

∂

⋅∂+

∂⋅∂

−θρρρρ

(4.1)

L’équation (4.1) peut être appliquée pour chaque phase β présente dans le sol, elle devient

alors :

( ) ( )t

SEQzgp

kk rij

∂

⋅⋅∂=++

⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡∇⋅⋅−∇

⋅⋅∇ ββ

βββββ

ββ ρϕρ

µρ

(4.2)

Dans le cadre de notre étude, le sol utilisé est du sable sec. La fraction organique de ce sable

étant nulle, il n’y a pas de phénomène d’adsorption ou de dissolution dans la phase aqueuse

du sol. Le polluant se trouve alors soit en phase gazeuse, soit en phase PLNA (en négligeant

la phase adsorbée par les particules du sol).

Il s’agit dans cette partie de modéliser l’écoulement diphasique (gaz et PLNA) qui se produit

dans le sol suite à l’application d’une dépression, lors des opérations de traitement par

extraction sous pression réduite, en prenant en compte les transferts de masse entre ces phases

dans le milieu poreux. Dans une première étape, cette modélisation portera sur la colonne 1D.

Puis elle sera généralisée pour pouvoir être appliquée sur le pilote expérimental 3D.



II.1. Colonne 1D

La mise en équation II.1.1

En vue de modéliser le phénomène étudié dans la colonne unidirectionnelle, considérons un

milieu poreux emprisonné dans une colonne cylindrique de hauteur « h » et de rayon « r ». Ce

milieu est artificiellement pollué au préalable avec un COV (noté i). On suppose une

répartition homogène de ce polluant dans le milieu.

Un débit de gaz lui est imposé sur l’une de ses bases (la direction [0x] est normale à cette

surface qui sera notée Se), ce flux de gaz est homogène sur toute la surface Se. Les surfaces

latérales sont imperméables et l’écoulement est monodirectionnel. Une représentation de cette

colonne est présentée sur la figure 4.1.

Figure 4.1 Schéma représentatif de la colonne avec les Conditions aux limites

Loi de Darcy

L’écoulement gazeux peut être décrit par la loi de Darcy :

xPkkSq g

g

relggtg ∂

∂⋅−=⋅⋅=

µυθ int (4.3)

qg, le vecteur vitesse de Darcy du gaz, [L.T-1]

υg, le vecteur vitesse d’écoulement de la phase gazeuse, [L.T-1]

Sg, la saturation en gaz (le volume occupé par le gaz / volume totale des pores), [-]

Conservation de masse – Transfert de masse entre phases

Imposer un débit d’air dans la colonne crée un gradient de pression négatif qui génère un

écoulement de gaz vers la surface Se. L'équation différentielle partielle de l'écoulement de gaz

est obtenue en combinant la loi de Darcy avec le principe de conservation de masse.

Pg = Pw ; 0=∂∂

j

n

xS ; C 0=gSe

0=∂

∂

j

g

xP

; 0=∂∂

j

n

xS ; 0=

∂

∂

j

g

xC

0=∂

∂

j

g

xC

Pg = Patm ; 0=∂∂

j

n

xS ;

Sp



Si on considère le système non saturé dont la porosité à l’air est tθ .Sg avec les notations

précédentes. La masse de gaz emmagasinée dans le sol vaut ρg. tθ .Sg tandis que le flux de

masse sera exprimé par ρg.qg.

L'équation de conservation de masse implique que la divergence du flux de masse est égale au

changement d'emmagasinement avec le temps, s’il n’y a pas de source de gaz dans le

système :

( ) ( )x

qt

S gggtg

∂⋅∂

−=∂

⋅⋅∂ ρθρ (4.4)

Avec cette équation, les caractéristiques du polluant ne sont pas prises en considération.

Celui-ci étant un composé volatil, les composés se trouvant dans la phase gazeuse qui vont

être extraits seront renouvelés par la PLNA. Il faut alors prendre en compte ces transferts de

masse entre phases. Pour les insérer dans l’équation précédente, on ajoute le terme Eng,

désignant ce transfert de masse.

L’équation (4.4) devient :

( ) ( )ng

gggtg Ex

qt

S+

∂⋅∂

−=∂

⋅⋅∂ ρθρ (4.5)

E [mol.L-3T-1] dépend du polluant et de la saturation initiale, dans le cas où seules les phases

PLNA et gazeuses sont présentes :

( )gegngg CCkSE −⋅⋅⋅= ϕ (4.6)

Cge, la concentration en polluant dans la phase gazeuse à l’équilibre, [mol.L-3]

Cg, la concentration en polluant dans la phase gazeuse, [mol.L-3]

kng, le coefficient de transfert de masse entre les phases PLNA et gazeuse, [T-1]

Le coefficient de transfert de masse est exprimé dans le modèle 3D-SVE par l’équation

suivante:

b

in

nng S

Sak ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛⋅=

, (4.7)

a, paramètre empirique, [T-1]

b, paramètre empirique, [-]

Sn, saturation en NAPL, [-]



Sn,i, saturation initiale en PLNA, [-]

Si l’hypothèse sur le nombre de phases n’est pas la même, et que de ce fait le transfert de

masse ne se limite pas au transfert entre les phases NAPL et gazeuse, le terme E désignera

alors l’ensemble des transferts de masse qui se produisent vers la phase gazeuse. Par exemple,

si le sol avait été humide, il aurait fallut rajouter le terme décrivant le transfert de masse entre

les phases PLNA-Liquide et Gaz-Liquide.

Finalement, l’équation décrivant l’écoulement du gaz dans le milieu poreux dû à l’extraction

et avec un transfert de masse entre phases PLNA et gazeuse est :

( ) ( ) ( )gegnggt

gggtg CCkSx

qt

S−⋅⋅⋅+

∂⋅∂

−=∂

⋅⋅∂θ

ρθρ (4.8)

Bilan de masse de la phase PLNA

Effectuons le même raisonnement avec la PLNA. D’après le principe de conservation de la

masse, la variation de masse emmagasinée au cours du temps est égale à la divergence du flux

de masse (le flux est « sortant »), plus le terme additionnel indiquant le flux de masse

provenant de la volatilisation des composés de PLNA à la phase gazeuse. On peut alors

appliquer l’équation (4.5) à la phase NAPL. Elle devient :

( ) ( )ng

nnntn Ex

qt

S+

∂⋅∂

−=∂

⋅⋅∂ ρθρ (4.9)

Eng désigne alors le transfert de masse de la phase gazeuse à PLNA. Et donc :

( ) ( ) ( )gegnggt

nnntn CCkSx

qt

S−⋅⋅⋅−

∂⋅∂

−=∂

⋅⋅∂ θρθρ (4.10)

Cge, la concentration en polluant dans la phase gazeuse à l’équilibre, [mol.L-3]

Cg, la concentration en polluant dans la phase gazeuse, [mol.L-3]

La seule différence entre la phase gazeuse et la PLNA est que cette phase est supposée

immobile au cours de l’extraction. Dans ce cas, la vitesse de Darcy de cette phase est nulle, on

obtient :

( ) ( gegnggt

nnt CCkSt

S−⋅⋅⋅−=

∂⋅⋅∂ θ )ρθ (4.11)



Les phénomènes de convection et de dispersion

Les contaminants présents dans la phase PLNA ou gazeuse vont être sujet à des gradients de

concentration et de pression dus aux hétérogénéités du milieu et aux variations locales de la

vitesse (Schwartz et Zhang, 2003).

Les mécanismes de transport des composés à prendre en compte sont la convection (ou

advection) et la dispersion.

Le flux massique du polluant i présent dans la phase gazeuse et déplacé sous l’action du

phénomène de convection peut être exprimé par :

qC g

i

g

i

conv⋅=φ (4.12)

La dispersion regroupe la dispersion mécanique et la diffusion. Le flux de polluant présent

dans la phase gazeuse et déplacé sous l’action du phénomène dispersif est égal à la somme de

ces deux flux et peut être exprimé de la manière suivante :

xC

DSig

gtidiff

imdisp

idisp ∂

∂⋅⋅⋅−=+= θφφφ . (4.13)

D est le coefficient de dispersion du milieu et est égal à :

mx DD ⋅+⋅= τυα (4.14)

vx, la vitesse du fluide dans les pores, [L.T-1]

Dm, le coefficient de diffusion moléculaire dans l’air, [L².T-1]

α , dispersivité du sol, [L]

De la même manière que l’on a construit l’équation (4.8) décrivant l’écoulement de la phase

gazeuse, on introduit :

( )ng

iiggt E

xtCS

+∂∂

−=∂

⋅⋅∂ φθ (4.15)

фi, le flux massique total (convection et dispersion), [M.L-²T-1]

Ainsi,

( ) ( ) ( gegnggt

igg

ig

gt

iggt CCkSCq

xxC

DSxt

CS−⋅⋅⋅+⋅

∂∂

−⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

∂∂

⋅⋅⋅∂∂

=∂

⋅⋅∂θθ

θ ) (4.16)

Accumulation Dispersion Convection Volatilisation



Équation de fermeture II.1.2

Rappelons que la saturation du fluide est exprimée ici comme étant le volume occupé par le

fluide sur le volume poral du milieu. Puisque seulement deux phases sont présentes, les pores

sont occupés soit par la phase NAPL soit par le gaz.

1=+ ng SS (4.17)

Système d’équations pour la résolution du problème II.1.3

Les inconnues sont : Sg ou Sn

La concentration en gaz Cig

La pression Pg

( ) ( ) ( )ig

iegnggt

gggtg CCkSx

qt

S−⋅⋅⋅+

∂⋅∂

−=∂

⋅⋅∂ ,θρθρ

(4.18) ( ) ( )i

gie

gnggtnnt CCkS

tS

−⋅⋅⋅−=∂

⋅⋅∂ ,θρθ (4.19)

( ) ( ) ( ig

iegnggt

igg

ig

gt

iggt CCkSCq

xxC

DSxt

CS−⋅⋅⋅+⋅

∂∂

−⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

∂∂

⋅⋅⋅∂∂

=∂

⋅⋅∂ ,θθθ )

II.1.4

(4.20)

1=+ ng SS (4.21)

Les paramètres ‘a’ et ‘b’ utilisés dans la détermination du coefficient de transfert de masse

entre la phase gazeuse et PLNA sont déterminés par identification inverse du modèle aux

résultats expérimentaux.

Géométrie, conditions aux limites et conditions initiales

La figure ci-dessous schématise la colonne avec les conditions aux limites. On extrait le gaz à

partir de la surface Se, la condition aux limites est de type Dirichlet puisqu’on impose une

pression Pw au système sur cette surface. Sur la face opposée, la surface est libre, on pose

alors une condition aux limites de même type, avec une pression égale à la pression

atmosphérique. Les contours de la colonne sont imperméables, il n’y a alors pas de variation

de pression.

En ce qui concerne les conditions aux limites pour les autres inconnues, puisque la PLNA est

immobile et que le polluant est réparti de manière homogène dans le sol, la saturation de cette

phase ne varie pas au droit des surfaces imperméables ainsi que sur les surfaces Se et Sp.

Du point de vue de la concentration en polluant de la phase gazeuse, les surfaces latérales

étant imperméable, il n’y a donc pas non plus de variation de celles-ci à travers ces surfaces.



Les conditions initiales Sn(x,y,z,0) et Sg(x,y,z,0) sont définit selon les conditions

expérimentales et Pg(x,y,z,0)=Patm.

II.2. Pilote 3D

Système d’équations II.2.1

En vue de modéliser le phénomène étudié dans le pilote, considérons un milieu poreux

disposé dans une cuve cylindrique de hauteur « H » et de rayon « R». Le sol est ouvert à

l’atmosphère sur sa surface supérieure. Ce milieu est artificiellement pollué au préalable avec

un COV (noté i). On suppose une répartition homogène de ce polluant dans le milieu.

Un débit de gaz Q lui est imposé en partie basse d’un puits d’extraction situé au centre de

cette cuve, ce flux de gaz est homogène sur toute la surface d’extraction. Les surfaces latérale

et inférieure de la cuve sont imperméables et l’écoulement est tridirectionnel.

Les équations d’écoulement, de conservation de masse et de transfert de masse peuvent être

écrites de la même façon que la colonne 1D mais en échelle tridirectionnelle. Le flux de

polluant présent dans la phase gazeuse peut être exprimé de la manière suivante ( D est le

tenseur de dispersion du milieu) :

igt

idiff

imdisp

idisp CDS ∇⋅⋅⋅−=+= θφφφ . (4.22)

Où,

⎟⎟⎟

⎠

⎞

⎜⎜⎜

⎝

⎛

=

zzyzx

yzyyx

xzxyx

DDDDDDDDD

D (4.23)

La dispersion dans le sens perpendiculaire à la direction de l’écoulement est la dispersion

transversale (notée Tα ), et la dispersion qui est dans le sens de la direction de l’écoulement est

la dispersion longitudinale (notée Lα ). Dans le cas de notre pilote, l’écoulement de l’air se fait

dans les deux directions et donc il n’y a pas de direction privilégiée. Les deux dispersivités

ont été supposées de valeurs égales.

Dans le système de coordonnées principales, les composantes de D sont les suivantes :



mx

TVy

THz

Lz

mz

TVx

THy

Ly

mz

TVy

THx

Lx

DD

DD

DD

⋅+⋅+⋅+⋅=

⋅+⋅+⋅+⋅=

⋅+⋅+⋅+⋅=

τυ

υα

υυ

αυ

υα

τυ

υα

υυ

αυ

υα

τυυ

αυυ

αυυ

α

222

222

222

(4.24)

Avec, 222zyx υυυυ ++= est la norme du vecteur de vitesse d’écoulement.

L’équation du transport des composants due au mécanisme de transport dispersif et au

transfert de masse entre phase est la suivante :

( ) ( ) ( ) ( gegnggt

igg

iggt

iggt CCkSCqCDS

tCS

−⋅⋅⋅+⋅∇−∇⋅⋅⋅∇=∂

⋅⋅∂θθ

θ )

II.2.2

(4.25)

Accumulation Dispersion Convection Volatilisation

Géométrie, conditions aux limites et conditions initiales

La figure 4.2 représente la cuve contenant le sol pollué. La surface ouverte à l’atmosphère est

repérée (1), les bords latéral et inférieur de la cuve sont imperméables et sont désignés par (2),

cette zone désigne aussi la partie du puits d’extraction qui est imperméable (non extractrice).

La zone extractrice du puits d’extraction (en rouge sur la figure 4.2) est notée (3).

La surface (1) :

Les surfaces (2) :

La surface (3) :

Pg = Patm ; 0=∂∂

j

n

xS ; 0=gC

INSA de Lyon – BOU

0=∂ gP

; 0=∂ nS ; 0=

∂ gC
∂ jx ∂ jx ∂ jx
Pg = Pw ; 0=∂∂

j

n

xS ; 0=gC

DOUCH Otmane 134


Figure 4.2 Schéma de la cuve avec les conditions aux limites

Les conditions initiales Sn(x,y,z,0) et Sg(x,y,z,0) sont définis selon les conditions

expérimentales et Pg(x,y,z,0)=Patm.

II.3. Résolution avec le logiciel COMSOL

Le logiciel COMSOL (anciennement FEMLAB) permet de résoudre des équations aux

dérivées partielles par éléments finis. Pour bien poser le problème, il convient de déterminer

la géométrie du problème pour chaque cas, déterminer les conditions aux limites et réaliser le

maillage.

Pour l’écriture des équations sur le logiciel, le modèle est le suivant :

Ftfd

tfe aa =Γ∇+

∂∂

⋅+∂∂

⋅²

² (4.26)

ea, est le coefficient de masse

da, le coefficient d’amortissement ou de masse

Γ , le vecteur flux

F, le terme source

Ici, le coefficient de masse est toujours nul, il n’y a pas de phénomène dynamique. Par

exemple, pour l’étude de la colonne, l’équation traduisant l’évolution de la pression dans le

système est l’équation (4.27).



( ) ( ) ( )g

egnggt

gggtg CCkSx

qt

S−⋅⋅⋅+

∂⋅∂

−=∂

⋅⋅∂θ

ρθρ (4.27)

TMtPQ =Γ∇+

∂∂

⋅

TRM

SQ ggt ⋅

⋅⋅= θ

PqTR

Mg

g .⋅⋅

=Γ ⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−

⋅⋅⋅⋅= g

S

nggt CTR

PkSMT θ

De même, les équations (4.26) et (4.27) sont liées à l’évolution de la saturation en PLNA et à

la concentration en polluant de la phase gazeuse.

Le logiciel COMSOL effectue le maillage directement, les deux géométries réalisées ainsi que

les maillages correspondants sont représentés sur la figure 4.3. La colonne est tout de même

dessinée en trois dimensions pour avoir une vision de ce qui se passe réellement dans la

colonne expérimentale.

Figure 4.3 Géométrie et maillage de la colonne et du pilote

Pour les deux modélisations, le problème est dépendant du temps et des coordonnées

d’espaces. La résolution consiste à déterminer le triplet de valeur en chaque nœud des

inconnues : Sn, Cg et P. Pour se faire, il s’agit de résoudre le système de trois équations aux

dérivées partielles définies aux paragraphes précédents. Le tableau 4.2 regroupe les différents

paramètres qui doivent être identifiés dans le programme.



Tableau 4.2 Constantes utilisées dans la résolution des systèmes d’EDP par le logiciel COMSOL (Source : 1Résultats expérimentaux, 2Gidda, (2003))

Constantes

Sn01 10% Saturation en toluène

kr1 9,97 10-7 cm² Perméabilité radiale intrinsèque

kv1 8,74 10-7 cm² Perméabilité verticale intrinsèque

ρ1 1363 kg.m-3 Masse volumique du sol

θt1 0,4856 Porosité ouverte

R 8,31 J.mol-1.K-1 Constante des gaz parfaits

T1 293 K Température du sol

αL2 0,042 m Dispersivité longitudinale

αTH2 0,042 m Dispersivité transversale horizontale

αTV2 0,0042 m Dispersivité transversale verticale

Dm 8,7 x 10-6 m².s-1 Coefficient de diffusion moléculaire dans l’air

ρa 1,299 x 10-3 kg.m-3 Masse volumique de l’air

Mt 92,15 g.mol-1 Masse molaire du toluène

PS 2911 Pa Pression de vapeur saturante du toluène à 20° C

µ 1,75 x 10-5 kg.m-1.sec-1 Viscosité de l’air

Ma 29,13 x 10-3 g.mol-1 Masse molaire de l’air

Patm 105 Pa Pression atmosphérique [Pa]

ρn 866 kg.m-3 Masse volumique du toluène

a h-1

b -

Paramètres empiriques

II.4. Identification inverse

L’identification inverse est nécessaire pour déterminer si les éléments du système réel peuvent

être décrits de manière adéquate par le modèle mathématique. L’identification inverse est faite

en lançant le modèle numérique en ajustant successivement les paramètres modifiables choisis



afin de parvenir à une corrélation acceptable entre les données modélisées et les résultats

expérimentaux. Dans cette étude, les résultats de sortie du modèle sont représentés par les

courbes qui illustrent la concentration en polluant du gaz extrait en fonction du temps.

La règle générale de l’identification inverse d’un modèle est de modifier les paramètres qui

ont une grande incertitude et aussi une grande influence sur la sensibilité des solutions

numériques des modèles construits. Cela comprend les paramètres qui ne peuvent pas être

mesurés directement comme les coefficients de transfert de masse.

La qualité de l’identification inverse a été évaluée quantitativement par la fonction de

minimisation de l’erreur NSSRD. Le NSSRD est exprimé en échelle logarithmique afin de

limiter les erreurs de calcul liées aux faibles concentrations en polluant qui se produisent à la

dernière étape d’extraction. L’expression du NSSRD est décrite dans l'équation (4.28). Elle a

été proposée et appliquée par Harper (1999). Gidda (2003) et Zhao (2007) ont utilisé

ultérieurement cette expression pour quantifier systématiquement la qualité des résultats de

leurs modèles.

Le bon ajustement est déterminé en minimisant la valeur du NSSRD. Les paramètres

modifiables seront variés systématiquement jusqu’à ce la valeur la plus faible de NSSRD soit

atteinte. Cependant, il est important de spécifier que les paramètres ajustables ne doivent

jamais dépasser la gamme des valeurs reportées dans la littérature.

( ) ( )( )∑ = ⎪⎭

⎪⎬⎫

⎪⎩

⎪⎨⎧ −

=N

iig

igig

C

CC

NNSSRD

1

2

exp,

mod,exp,

log

loglog1 (4.28)

N, le nombre de points utilisés pour calibrer le modèle, [-]

( )exp,log igC , i-ème concentration expérimentale en polluant dans le gaz extrait, [mol.L-3]

( )mod,log igC , i-ème concentration calculée en polluant dans le gaz extrait, [mol.L-3]



III. PERFORMANCES DU MODELE 3D-SVE

III.1. Variation de la concentration en polluant au cours des opérations de traitement

Le modèle utilisé dans cette étude peut explorer, quantitativement et visuellement, le profil de

la concentration en polluant dans la phase gazeuse, en fonction du temps et dans toute la zone

contaminée.

Les figures 4.4 et 4.5, montrent respectivement, la distribution de la concentration en toluène

dans la colonne 1D et dans le pilote 3D.

Figure 4.4 Evolution de la concentration au cours du temps (5h, 10h et 15h après le début de l’extraction) dans la colonne, modélisation avec COMSOL

Comme on peut le remarquer, dans la colonne unidirectionnelle, la PLNA migre vers la

surface où on a imposé un débit d’air extractif. Les concentrations en toluène dans la phase

gazeuse sont plus élevées quand on se dirige vers cette surface également. La concentration en

toluène diminue avec le temps en raison de l’extraction continue de ce dernier.



Figure 4.5 Evolution de la concentration au cours du temps (5h, 30h et 60h après le début de l’extraction) dans le pilote, modélisation avec COMSOL

Pour le pilote de laboratoire, et comme le vide est imposé au moyen de la partie perforée du

puits d’extraction, la PLNA migre automatiquement vers cette zone, où les gradients de

pression sont plus élevés. Les concentrations en polluant dans la phase gazeuse sont moins

élevées aux intermédiaires du puits d’extraction par rapport aux autres zones du pilote. Cela

est dû principalement à l’écoulement de l’air qui est plus important dans cette zone à cause

des courts-circuits de l’air.

III.2. Schématisation des lignes de courant

Le modèle 3D-SVE permet aussi de schématiser les lignes de courant de l’air induit par

l’application d’une dépression au niveau de la zone perforée du puits d’extraction. Cela

permettra de vérifier l’exactitude de toutes les conditions aux limites spécifiées dans

l’élaboration du modèle sur COMSOL. La figure 4.6 montre un exemple des lignes de courant

provoquées lors d’un test sur le pilote du laboratoire. La figure 4.6 montre que toutes les

lignes de courant se dirigent vers la zone perforée du puits d’extraction.



Figure 4.6 Lignes de courant dans le pilote induits par le débit d’air extrait, modélisation avec COMSOL

En se basant sur l’analyse précédente, le modèle 3D-SVE prévoit un comportement

raisonnable des lignes de courant et de la concentration en toluène dans la colonne 1D et le

pilote 3D. Le modèle est donc capable de prévoir et de contrôler l’état d’avancement des

opérations de dépollution sur un site réel. Les résultats de modélisation peuvent également

aider dans le dimensionnement d’un système réel de décontamination par extraction sous

pression réduite.

IV. INFLUENCE DE L’EVOLUTION DE LA PERMEABILITE A

L’AIR SUR LE DIMENSIONNEMENT DES SYSTEMES DE

DECONTAMINATION PAR EXTRACTION SOUS PRESSION

REDUITE

IV.1. Introduction

Dans le but d’étudier l’influence que peut avoir la caractérisation de l’évolution de la

perméabilité à l’air sur les performances d’un modèle mathématique, à prévoir le

comportement d’un sol pollué sous une opération de décontamination par extraction sous

pression réduite, une série d’expérience a été réalisée afin de caractériser cette évolution.

Ensuite, le modèle 3D-SVE a été modifié de telle sorte qu’il tienne compte de l’équation qui

exprime cette évolution.

Les corrélations établies auparavant ont été toutes déterminées à partir des données

expérimentales obtenues ont utilisant des colonnes unidirectionnelles. La caractérisation de

l’évolution de la perméabilité à l’air a été faite dans cette étude avec le pilote 3D. Cela,



permet de bien avoir les mêmes conditions que dans un système d’extraction réel où

l’écoulement est tridirectionnel. Le pilote 3D pourrait aussi permettre de simuler les

hétérogénéités que peut avoir un site réel et donc de bien caractériser la perméabilité à l’air du

sol pollué.

La corrélation expérimentale qui exprime l’évolution de la perméabilité à l’air en fonction du

degré de saturation en liquide a été ensuite intégrée au modèle 3D-SVE. Deux corrélations ont

été ensuite choisies afin d’être comparées à la corrélation expérimentale et de voir l’effet que

peut avoir la bonne caractérisation de l’évolution de la perméabilité à l’air sur les

performances du modèle mathématiques. Les deux corrélations qui ont été choisies sont celles

développées par Stylianou et Devantier, (1995) et Falta et al. (1989).

IV.2. Détermination de l’évolution de la perméabilité à l’air en fonction du degré de saturation en liquide

La détermination de la perméabilité à l’air du sol a été réalisée en suivant le même protocole

expérimental suivi dans le chapitre précédent. La mesure de la perméabilité à l’air se faisait

sous régime stationnaire et à sol ouvert. Les meilleurs résultats ont été obtenues dans ces

conditions.

Stylianou et Devantier (1995) ont conduit plusieurs séries d’expériences afin de corréler la

perméabilité à l’air au degré de saturation de plusieurs sols en liquide. Les auteurs ont utilisés

des mélanges de composés organiques et d’eau à différentes proportions et également des

phases pures. Ils ont conclu que la nature des liquides présents dans le sol n’a pas d’influence

sur la perméabilité à l’air du sol et que la valeur de cette dernière ne dépend que de la quantité

des liquides présents dans le sol.

Dans cette étude, la phase organique a été remplacée par de l’eau afin de limiter les problèmes

d’évaporation et les risques sanitaires que peut avoir l’utilisation de grandes quantités de

toluène. L’évolution de la perméabilité à l’air a été déterminée en variant le degré de

saturation en eau par 5% d’une expérience à l’autre et en mesurant la perméabilité à l’air à

chaque fois. Le remplissage de la colonne se faisait comme auparavant. Le sable a été

mélangé avec la quantité adéquate en eau pour atteindre le degré de saturation désiré avant

d’être introduit dans la colonne. Les quatre couches de sol ont été donc préparées avant d’être

compactées dans le sable pour avoir une bonne homogénéité du sol.

Les pressions dans chaque capteur ont été notées après 30 min de mise en marche du système

d’extraction d’air. Ce temps est jugé suffisant pour atteindre le régime stationnaire, afin de



limiter le phénomène de migration d’eau vers le puits d’extraction sous l’effet de la

dépression exercée et donc une mauvaise répartition de l’eau dans la colonne.

Le tableau suivant résume les valeurs de la perméabilité à l’air obtenues pour chaque degré de

saturation. Les valeurs de la perméabilité à l’air ont été calculées en se basant sur la moyenne

des deux perméabilités horizontale et verticale du sol sec.

Perméabilité relative krel

Saturation en liquide

kr (cm2)

kz (cm2)

kr/kzPerméabilité

relative horizontale

Perméabilité relative verticale

Perméabilité relative

moyenne

0% 9,97 10-07 8,74 10-07 1,14 1,0 1,0 1,0

5% 9,82 10-07 8,64 10-07 1,14 0,98 0,99 0,99

10% 9,19 10-07 9,15 10-07 1,00 0,92 1,05 0,98

15% 8,49 10-07 7,68 10-07 1,11 0,85 0,88 0,87

20% 7,07 10-07 7,05 10-07 1,00 0,71 0,81 0,76

25% 5,72 10-07 5,32 10-07 1,07 0,57 0,61 0,59

30% 4,73 10-07 4,40 10-07 1,08 0,47 0,50 0,49

35% 4,17 10-07 3,68 10-07 1,13 0,42 0,42 0,42

40% 3,68 10-07 3,28 10-07 1,12 0,37 0,37 0,37 Figure 4.7 Synthèse des valeurs de la perméabilité à l’air obtenues expérimentalement

Un critère de la fiabilité des résultats réside dans la valeur de la fonction de minimisation

RMSE. Ce paramètre est essentiellement de l’ordre de 2,0.10-3 pour chacun des résultats pris

en considération. Cette valeur étant faible, nous considérons que les résultats sont fiables.

Les résultats expérimentaux montrent déjà l’influence que le degré de saturation a sur la

perméabilité à l’air. La valeur de la perméabilité radiale à l’air diminue de 9,97 10-07 cm2 pour

une saturation nulle en eau à 3,68 10-07 cm2 pour une saturation de 40%. La valeur de la

perméabilité verticale à l’air diminue de 8,74 10-07 cm2 pour une saturation nulle en eau à 3,28

10-07 cm2 pour une saturation de 40%.

En traçant sur un même graphique l’évolution de la perméabilité relative en fonction de la

saturation en liquide obtenues expérimentalement ainsi que les modèles de Falta et al. (1989)



et Stylianou et Devantier, (1995) on remarque, une vraisemblance entre le modèle de

Stylianou et Devantier, (1995) et nos résultats expérimentaux (figure 4.8). Cependant avec le

modèle de Stylianou et Devantier, (1995) la perméabilité relative est sous-estimée pour un

intervalle de saturation en liquide de 5% à 20%.

L’équation de la courbe de la perméabilité relative en fonction de la saturation en liquide est

la suivante :

1109,1307,17566,26 23 ++−= SSSkrel (4.29)

Cette équation est obtenue avec un coefficient de détermination R² de 0,996.

Figure 4.8 Courbes d’évolution de la perméabilité relative en fonction de la saturation en liquide

Les équations liant la perméabilité relative à la saturation en liquide de Falta et al. (1989) et

Stylianou et DeVantier (1995) ont été déterminées en réalisant des expériences sur des

colonnes unidirectionnelles. De ce fait, la perméabilité mesurée lors de ces expériences est la

perméabilité verticale uniquement. Or dans les résultats obtenus ici, interviennent les deux

composantes de la perméabilité. Ces résultats se rapprochent plus donc de ce qui se produit

dans le cas d’un système réel de décontamination par extraction sous pression réduite.

On observe que la perméabilité relative est relativement stable pour des saturations variant de

5% à 10% (krel variant de 1,00 à 0,96) puis elle diminue presque linéairement pour les

saturations suivantes. Il en ressort alors que pour des saturations en liquide faibles (inférieures



à 10%), l’écoulement gazeux n’est presque pas perturbé par la présence du liquide. Autrement

dit, le volume occupé par le liquide est assez faible pour ne pas perturber l’écoulement de

l’air. Cela, n’est peut être qu’une caractéristique du sable utilisé ici (grande porosité) et ne

peut être généralisé pour les autres types de sol.

Avec la corrélation de Stylianou et DeVantier (1995), on remarque que la perméabilité

relative vaut 1 pour une saturation de 5%. L’écoulement n’est alors pas perturbé en dessous

de cette valeur. En revanche, avec le modèle de Falta et al. (1989), on remarque une grande

disparité avec nos résultats, l’écart se restreint lorsque la saturation est aux alentours de 30%.

Les différences entre les données expérimentale et la corrélation de Stylianou et DeVantier

(1995) ne sont cependant pas significatives quand la saturation en eau du sol est supérieure à

30%.

Les résultats expérimentaux que nous avons obtenus font ressortir un comportement, pour des

saturations en liquide entre 5% et 20%, non pris en compte dans les modèles décrits dans la

bibliographie.

Les résultats décrits dans cette étude ne sont valables que pour des saturations inférieures à

40%. L’équation (4.29) n’est pas exploitable pour des saturations supérieures à 40%.

Cependant, pour des saturations plus élevées, la technique d’extraction sous pression réduite

n’est plus applicable. Il n’est alors pas intéressant d’étudier l’évolution de la perméabilité

relative à ce stade. De plus, lors des expériences, nous ne pouvions plus étudier le phénomène

à cause de la remontée d’eau qui devienne trop importante quand on travaille avec des

grandes saturations.

IV.3. Influence de l’évolution de la perméabilité à l’air sur les performances d’un modèle mathématique

Comparaison des courbes d’extraction IV.3.1

Afin de déterminer l’influence que peut avoir la caractérisation de l’évolution de la

perméabilité relative à l’air sur les performances d’un modèle mathématique à prévoir le

comportement du sol au cours d’un traitement par extraction sous pression réduite, la

corrélation expérimentale ainsi que les deux autres corrélations étudiés ici, ont été intégrées

séparément dans le modèle 3D-SVE.

Les résultats de simulations obtenus par l’intégration des trois différentes corrélations dans le

modèle ont été ensuite comparés aux résultats expérimentaux obtenus avec la colonne 1D et le



pilote 3D. Les degrés de saturation en PLNA qui ont été testés ici sont : 15% pour la colonne

1D et 10% pour le pilote 3D. Le sol a été pollué artificiellement en ajoutant la quantité du

toluène nécessaire pour l’obtention du degré de saturation souhaité. La pollution a été réalisée

en quatre couches de 5 cm pour le pilote 3D et en cinq couches pour la colonne 1D.

Quatre différents débits d’extraction ont été testés ici. Les deux figures ci-dessous montrent

l’évolution, expérimentale ainsi que simulée en fonction du temps, de la concentration en

toluène dans l’air extrait de la colonne 1D et le pilote 3D pour un débit d’air Qv = 22 l/min. La

saturation initiale du sol en toluène a été de 15% pour la colonne 1D et de 10% pour le pilote

3D. Les résultats obtenus pour les trois autres débits sont similaires à ceux que montrent les

deux courbes ci-dessous. Les concentrations simulées ont été calculées en intégrant à chaque

fois une des trois différentes corrélations dans le modèle 3D-SVE.

Figure 4.9 Evolutions expérimentale et simulée de la concentration en toluène dans le gaz extrait pour la colonne 1D (Qv=22 L.min-1, Stoluène=15%)



Figure 4.10 Evolutions expérimentale et simulée de la concentration en toluène dans le gaz extrait pour le pilote 3D (Qv=22 L.min-1, Stoluène=10%)

Pour la colonne 1D, la figure 4.9 montre qu’il n y a pas une grande différence entre les trois

courbes simulées en se basant sur les trois corrélations et les valeurs expérimentales. Les

concentrations mesurées diminuent significativement au début de l’expérience par rapport à

celles simulées. Cela est probablement dû au débit d’air élevé qui est exercé sur la colonne.

Les courbes simulées captent bien les concentrations mesurées après. Une légère différence

est cependant enregistrée entre la courbe simulée en se basant sur la corrélation de Falta et al.

(1989) et les deux autres courbes.

Pour le pilote 3D, la courbe expérimentale montre bien l’existence de trois phases tel que

décrit dans la revue bibliographique. Les deux courbes obtenues en se basant sur les

corrélations de Stylianou et Devantier (1995) et de Falta et al. (1989) surestiment la première

étape qui correspond à l’étape de saturation et sous-estiment la durée de la deuxième étape.

La différence entre les trois courbes simulées et les valeurs expérimentales n’est pas très

significative pour la colonne 1D alors qu’une grande différence est enregistrée entre ces

dernieres et les valeurs expérimentales obtenues avec le pilote 3D. Ces résultats montrent que

l’estimation des coefficients de transfert de masse pourra être fausse si elle est basée que sur

les résultats expérimentaux obtenus avec la colonne 1D. L’estimation des coefficients de

transfert de matière se fait en général par identification inverse des résultats simulés aux

résultats expérimentaux.



Les résultats obtenus ici montrent bien que la caractérisation de l’évolution de la perméabilité

relative à l’air a une grande influence sur les résultats qu’on peut obtenir par simulation du

système d’extraction. L’estimation des coefficients de transfert de matière, par identification

du modèle aux résultats expérimentaux, sera fausse si la corrélation intégrée dans le modèle

mathématique représente mal l’évolution de la perméabilité relative à l’air en fonction du

degré de saturation.

Comparaison du temps optimal d’arrêt IV.3.2

L’un des paramètres les plus importants dans le dimensionnement d’un système de

décontamination par extraction sous pression réduite est le temps optimal de réhabilitation ou

le temps optimal d’arrêt du système. Le temps optimal d’arrêt est défini en général comme

étant le temps nécessaire au système de décontamination pour achever le taux de dépollution

visé ou exigé par les normes instaurées par l’état. Un modèle mathématique devrait permettre

l’estimation ou la prédiction du temps optimal de réhabilitation avant de passer à la

décontamination du site pollué pour pouvoir bien dimensionner le système d’extraction.

L’arrêt d'un système de décontamination au bon moment minimisera le temps de

fonctionnement du système et réduira donc le coût des opérations de réhabilitation.

L’extraction prolongée d’air à partir du site pollué n’est pas rentable dans la majorité des cas

quand la concentration des contaminants dans l’air extrait descend à des valeurs faibles.

Afin d’illustrer l’influence de la bonne caractérisation de l’évolution de la perméabilité

relative en fonction du degré de saturation, le temps optimal d’arrêt a été calculé en se basant

sur les résultats de modélisation obtenus avec les trois différentes corrélations pour un site

que l’on a imaginé vu que la différence entre le temps d’arrêt estimé pour le pilote 3D avec

les trois corrélations n’est pas significative. Le site est composé du même type de sable et a la

même configuration que le pilote du laboratoire. Le rayon du site est de 10 m et l’épaisseur de

la zone non-saturée est de 6 m. Le puits d’extraction est installé au centre du site et la zone

perforée du puits fait 20 cm de longueur.

Zhao et al. (2008) ont défini une nouvelle méthode que l’on peut utiliser afin d’estimer le

temps optimal d’arrêt d’un système d’extraction. Cette méthode est basée sur les courbes

d’extraction (concentration des polluants dans l’air extrait en fonction du temps) obtenues par

modélisation du système de décontamination. A partir de l’observation de ces courbes, Zhao

et al. (2008) suggèrent que le temps optimal d’arrêt soit lié à l’efficacité du système qui

évolue dans le temps en fonction du taux de décontamination instantané.



L’efficacité du système de décontamination E [%] au temps t est définie comme le rapport de

la pente relative de la courbe d’extraction sur le temps (Zhao et al., 2008) :

100×=tRE (4.30)

Mathématiquement, la pente relative est définie par l’équation suivante :

initii

ii

init CttCC

CtCR 11

1

1

−−

−=∆∆

−=+

+ (4.31)

R, pente relative de la courbe d’extraction, [h-1]

Ci+1, concentration du contaminant en gaz extrait à ti+1, [mol.L-3]

Ci, concentration du contaminant en gaz extrait à ti, [mol.L-3]

Cinit, concentration initiale du contaminant en gaz extrait, [mol.L-3]

t, le temps parcouru depuis le démarrage de l’extraction, [h]

La pente relative de la courbe d’extraction R représente la diminution de la concentration en

polluant en tenant compte de la concentration précédente.

La diminution progressive des valeurs de E peut être utilisée pour détecter la transition de

l'efficacité du système d’extraction. Selon Zhao et al. (2008), la dernière phase du processus

d’extraction (phase diffusionnelle) pourra être divisée en trois étapes: une étape de non-

équilibre, une étape de transition et une dernière étape où la concentration en polluants dans le

gaz extrait approche zéro. Ces trois sous-étapes peuvent être représentées par des intervalles

de temps définies par les valeurs de "E" :

∆E1 =10−1 à 10−2 %: Etape où le non-équilibre commence, les limitations de transfert de

masse donnent un petit déclin dans la courbe d’extraction.

∆E2 =10−2 à 10−3 %: Etape de transition, les limitations de transfert de masse augmentent

en causant un changement dans la pente de la courbe d’extraction vers des concentrations qui

approchent zéro: Le temps d’arrêt approche.

∆E3 =10−3 à 10−4 %: Etape où les concentrations en polluants dans le gaz extrait

approchent de zéro. La prolongation du temps de fonctionnement n’a presque plus aucun

impact sur la réhabilitation du site. Durant cette étape, l’extraction sous pression réduite n’est

plus rentable et le système devrait être arrêté ou remplacé par une autre technique plus

efficace telle que le Bioventing afin d’arriver au degré de réhabilitation souhaité.



On peut donc considérer que le temps d’arrêt optimal du système d’extraction est atteint et

que le traitement par extraction sous pression réduite n’est plus rentable, quand l’efficacité E

du traitement atteint des valeurs inférieurs à 10-4.

Les deux courbes ci-dessous illustrent respectivement l’évolution, en fonction du temps, de la

concentration en toluène dans le gaz extrait et de l’efficacité du système d’extraction. Les

trois courbes qui illustrent la concentration en toluène ont été calculées avec le modèle 3D-

SVE en intégrant une des trois corrélations à chaque fois. L’efficacité du système a été

calculée en se basant sur les valeurs simulées de la concentration en toluène dans l’air extrait.

Figure 4.11 Evolutions simulée de la concentration en toluène dans le gaz extrait calculées pour les trois corrélations



Figure 4.12 Evolution de l’efficacité du système d’extraction calculée en se basant sur les trois différentes corrélations

Une grande différence a été obtenue entre les trois courbes qui illustrent l’évolution de la

concentration en polluant dans l’air. La première phase est plus longue pour les deux

corrélations testées ici par rapport à celle obtenue avec la corrélation expérimentale.

L’ajustement des données expérimentales à l’une des deux courbes simulées avec ces deux

corrélations va engendrer des erreurs significatives dans l’estimation des coefficients de

transfert de masse. L’écart entre les valeurs du temps de réhabilitation calculées à partir des

trois courbes devient plus important dans le cas où la saturation en toluène est plus élevée.

Ces résultats montrent bien l’influence que la caractérisation de l’évolution de la perméabilité

à l’air sur les performances du modèle mathématique utilisé ici.

En se basant sur la première courbe obtenue avec le modèle expérimentale établi

expérimentalement, le temps optimal de réhabilitation est de 170 jours. En se basant sur la

deuxième courbe obtenue avec la corrélation de Stylianou et Devantier (1995), le système

n’est plus efficace après 190 jours de mise en marche. Cependant, en se basant sur la courbe

obtenue avec la corrélation de Falta et al. (1989) le système n’est plus efficace qu’après 210

jours de traitement.



Ces résultats montent que le temps optimal de réhabilitation pourrait être mal estimé si la

corrélation choisie ne décrit pas proprement l’évolution de la perméabilité relative à l’air en

fonction du degré de saturation.

Une mauvaise estimation du temps de réhabilitation du site implique un mauvais

dimensionnement du système de décontamination ce qui peut engendrer des coûts

supplémentaires.

V. VERIFICATION DE LA VALIDITE DE L’UTILISATION DES

COLONNES UNIDIRECTIONNELLES DANS LE

DIMENSIONNEMENT DES SYSTEMES DE DECONTAMINATION

V.1. Introduction

L'efficacité de l’extraction sous pression réduite en tant que méthode pour éliminer les

composés organiques d’un milieu insaturé repose essentiellement sur le taux de transfert de

masse des contaminants piégés dans les différentes phases du sol vers la phase gazeuse

(DiGiulio et Varadhan, 2001). Le dimensionnement des systèmes d’extraction est basé donc

sur la détermination de la vitesse optimale d’air induite dans le sol.

Les essais de laboratoire réalisés sur des colonnes de sable comme celles rapportées par

McClellan et Gillham (1992) et Ng et al. (1999) ont démontré que la volatilisation de la

PLNA qui en contact avec la phase gazeuse mobile contrôle initialement le processus de

décontamination au cours des opérations de traitement par extraction sous pression réduite. La

vitesse d’air critique qui nous essayons d’évaluer est la vitesse critique spécifique au transfert

air/PLNA.

En général, la détermination de la vitesse critique d’air se fait en calculant les coefficients de

transfert de masse pour chaque vitesse d’air. La vitesse critique d’air correspond à la vitesse à

partir de laquelle le coefficient de transfert de masse atteint sa valeur optimale. L’extraction

d’air à des vitesses plus élevées que cette valeur critique n’améliore plus le taux de transfert

de masse des polluants vers la phase gazeuse. Il existe en théorie au moins trois méthodes qui

pourraient être utilisées pour sélectionner la vitesse d’air critique air/PLNA à partir de

l’estimation du coefficient de transfert de masse air/PLNA.

La méthode la plus rigoureuse consiste donc à réaliser des essais sur le terrain spécifiques au

site pollué, et de déterminer le coefficient de transfert de masse pour chaque vitesse d’air. La



détermination des coefficients de transfert avec cette méthode permettra de tenir compte des

facteurs qui peuvent limiter le transfert de masse. Toutefois, la réalisation d’un tel test est très

compliquée et demande beaucoup de temps comparée aux études réalisées au laboratoire.

La deuxième méthode consiste à appliquer le modèle empirique proposé par Wilkins et al.

(1995). Les auteurs ont mené une série d'expériences sur des colonnes de laboratoire afin

d’évaluer le taux de transfert de masse PLNA-air à différentes vitesses d’air et pour 6

différentes granulométries de sable. En se basant sur les résultats expérimentaux, Wilkins et

al. (1995) ont développé une équation empirique qui permet d’estimer le coefficient de

transfert de masse PLNA-air en fonction de la vitesse d’air induite dans le sol :

44.050

62.038.042.010 dvDk gng−= (4.32)

où,

k ng , coefficient de transfert de masse PLNA-gaz, [T-1]

Dg , diffusivité moléculaire de l’air, [L2.T-1]

v , vitesse moyenne interstitielle d’air, [L.T-1]

d50 , diamètre moyen des particules du sol, [L]

L’équation (4.32) a été modifié par DiGiulio et Varadhan (2001) afin d’estimer la vitesse

interstitielle critique pour un transfert PLNA-air optimal :

63.2

*

44.050

38.042.0

)(

1

10

⎟⎟⎟⎟⎟

⎠

⎞

⎜⎜⎜⎜⎜

⎝

⎛

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−−

=−

g

gg

cgngc

CCIn

LdDv

θ (4.33)

vc(ng), vitesse interstitielle critique pour le transfert PLNA-air, [L.T-1]

Lc, est la longueur caractéristique de la contamination, [L]

Cg, est la concentration du contaminant dans la phase gazeuse, [M.L-3]

Cg*, est la concentration du contaminant à l’équilibre dans la phase gazeuse, [M.L-3]

La longueur caractéristique de la contamination Lc utilisée dans cette équation n'est pas

constante, mais diminue avec le temps en raison de la volatilisation de la PLNA vers la phase

gazeuse, réduisant ainsi la vitesse d’air optimale calculée (USACE, 2002). L’utilisation donc



de l’équation (4.33) donnera des valeurs très approximatives de la vitesse critique d’air, ce qui

pourra engendrer des transferts de masse PLNA-air moins élevés que ceux calculés.

La troisième méthode, qui est la plus simple et la plus employée, consiste à effectuer des

essais de laboratoire sur des colonnes unidirectionnelles afin d’évaluer les coefficients de

transfert de masse à différentes vitesses d’air et d'extrapoler ensuite les résultats obtenus à

l'échelle du terrain.

Les coefficients de transfert de masse sont liés à la vitesse d’air induite dans le sol. Les

coefficients de transfert déterminés à partir des résultats obtenus avec une colonne 1D

pourraient ne pas être extrapolables à l’échelle du terrain. Non seulement les modes

d'écoulement d'air sont différents entre les deux, mais la différence la plus significative est

que les vitesses de l'air à l’échelle de terrain changent en fonction de la distance du puits

d’extraction, alors que pour une colonne où l’écoulement est unidirectionnel, la vitesse

d'écoulement est constante.

L'objectif de ce paragraphe est de vérifier si les paramètres qui décrivent le transfert de masse,

obtenus à partir de l’identification inverse des modèles mathématiques aux expériences

réalisées à l’échelle de laboratoire, peuvent être extrapolés à l'échelle réelle ou non. Le pilote

3D conçu dans cette étude servira à simuler un système d’extraction réel. Les résultats

obtenus avec le pilote 3D permettront d’aider à comprendre le transfert de masse qui se

produit dans un système où l’écoulement se fait en 3D.

V.2. Méthode de détermination du coefficient de transfert de masse air/PLNA

Les processus de transfert de masse qui se produisent au cours des opérations de

décontamination par extraction sous pression réduite sont extrêmement complexes, en outre, il

est toujours très difficile de décider comment ils seront présentés sur les modèles

mathématiques. L’exactitude des valeurs obtenues des coefficients de transfert de masse

dépend du niveau de complexité du modèle utilisé et de la similitude entre les résultats

expérimentaux et les résultats simulés (Zhao, 2007).

Dans un modèle mathématique, le coefficient de transfert de masse air-PLNA peut être

constant ou bien variable. L’utilisation des modèles, où les coefficient de transfert de masse

sont supposés restés constants, peut conduire à des erreurs importantes dans la simulation du

comportement des contaminants (Harper, 1998, Gidda, 2003, Zhao, 2007). Cela explique



pourquoi de nombreux modèles ne peuvent pas être corrélés à toutes les étapes expérimentales

de traitement en fixant les valeurs des coefficients de transfert de masse.

L’actualisation dans le temps du coefficient de transfert de masse en fonction de la saturation

en PLNA permet de mieux prévoir l’évolution du taux instantané du transfert de masse

(Gidda, 2003). Les modèles mathématiques où les coefficients de transfert de masse sont

variables peuvent mieux simuler les données expérimentales (Wilkins et al., 1995, Fisher et

al., 1996, Harper, 1999, Armstroung et al., 1994, Yoon et al., 2002, Zhao et al., 2008).

Karan et al. (1995) ont défini un coefficient de transfert de matière air-PLNA variable en

supposant que l’air interfacial du transfert diminue exponentiellement avec la teneur en

PLNA. Le modèle de Thomson et Brush (1997) a une capacité similaire pour décrire le

transfert PLNA-air mais il y a eu peu de tests de validation de ce modèle avec les résultats

expérimentaux.

Harper (1999) a présenté une équation linéaire (4.34) qui exprime le coefficient de transfert de

masse NAPL-eau en fonction de la fraction volumique en PLNA et deux paramètres

empiriques. Cependant, cette expression linéaire a montré une précision limitée dans la

corrélation des résultats expérimentaux.

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛+=

in

nngng mkk

,(min) θ

θ (4.34)

ngk , coefficient de transfert de masse air-NAPL, [T-1]

(min)ngk , valeur minimale du coefficient de transfert de masse air-NAPL, [T-1]

m, paramètre empirique de transfert de masse, [T-1]

θn , teneur volumétrique de la PLNA, [-]

θn,i , teneur initiale volumétrique de la PLNA, [-]

Van Der Ham et Brouwers (1998) ont défini la réduction de l’air interfaciale de transfert entre

PLNA-air en termes de saturation en PLNA. Les auteurs ont ainsi développé une fonction

exponentielle qui exprime le coefficient de transfert de masse (équation 4.35). Gidda (2003) a

appliqué une fonction similaire pour exprimer le coefficient de transfert de masse PLNA-air

dans un modèle monodirectionnel:

( )ξ

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛=

in

ningng S

Skk, (4.35)



ingk )( , coefficient initial de transfert de masse air-NAPL, [T-1]

ξ , constante empirique de transfert de masse, [-]

S n , saturation de la PLNA, [-]

S n,i , saturation initiale de la PLNA, [-]

Cette relation a été également utilisée par Yoon et al. (2002, 2003). Le coefficient initial de

transfert de masse air-NAPL est déterminé en se basant sur des corrélations qui sont en

fonction du nombre de Schmidt et le paramètre ξ est déterminé identification inverse du

modèle mathématique. Selon Yoon et al. (2003), le paramètre ξ varie entre 0 pour des sols à

faible teneur en eau et 5 pour des sols très humides.

Afin d’améliorer les capacités de simulation de son modèle, Zhao, (2007) a modifié l’équation

linéaire développées par Harper, (1999) en exprimant le coefficient de transfert de masse

NAPL-air par une équation exponentielle :

b

in

nng S

Sak ⎟⎠⎞

⎜⎝⎛=

, (4.36)

a, paramètre empirique, [T-1]

b, paramètre empirique, [-]

Cette équation est celle utilisée dans le modèle 3D-SVE pour décrire le coefficient de transfert

de masse air-PLNA. La détermination des paramètres ‘a’ et ‘b’ se fait par identification

inverse du modèle aux résultats expérimentaux.

V.3. Comparaison entre la colonne 1D et le pilote 3D

Comme indiqué précédemment, le sol utilisé est du sable qui a des teneurs nulles en eau et en

carbone organique. Par conséquence, la seule résistance au transfert est le coefficient de

transfert air-PLNA. L'utilisation d'un sol simple avec relativement peu de résistances au

transfert de masse signifie que les résistances observées sont le résultat direct des

modifications physiques dans le système tel que le débit d'air. Dans ce contexte, les conditions

du système, telles que la densité du sol et sa perméabilité à l’air, ont été maintenues aussi

constantes que possible dans toutes les expériences. Le seul paramètre qui changera d’une

expérience à l’autre sera la vitesse d’air induite dans le sol. Seul le coefficient de transfert de

masse air-PLNA est évalué.



La détermination des coefficients de transfert de masse se faisait en se basant sur les courbes

qui illustrent l’évolution de la concentration en contaminants dans l’air extrait en fonction du

temps.

Zhao (2007) a utilisé le modèle numérique 3D-SVE afin de déterminer les coefficients de

transfert de masse à travers un processus d’identification inverse. La détermination des

coefficients de transferts de masse (toluène vers l’air) peut donc se faire en ajustant les valeurs

obtenues par modélisation aux valeurs obtenues expérimentalement. L’identification inverse

du modèle aux résultats expérimentaux se faisait en minimisant le NSSRD (équation 4.28).

Dans le processus d’identification inverse, seuls les paramètres ‘a’ et ‘b’ liés au coefficient de

transfert de masse air-PLNA ont été modifiés. Comme expliqué par Gidda (2003), le taux de

transfert de masse air-PLNA diminue exponentiellement au cours du processus d’extraction.

Cela est dû principalement à la diminution de la teneur en PLNA du sol, au piégeage de la

PLNA entre les particules du sol, et au recul de la PLNA dans les régions moins accessibles à

l’écoulement de l’air de la matrice du sol au cours du processus continue d’extraction. Ceci

rend plus difficile à l’écoulement convectif de l'air d’entrer en contact avec la PLNA, créant

ainsi une résistance au transfert.

La qualité de l’identification inverse a été déterminée non seulement en se basant sur la valeur

du NSSRD, mais aussi sur la façon dont le modèle a été en mesure de prévoir les

concentrations en fin de traitement.

Colonne 1D V.3.1

a. Résultats expérimentaux

Quatre expériences ont été menées avec la colonne 1D avec quatre différents débits d’air

compris entre 9,5 et 30,1 L.min-1. Le sable a été pollué artificiellement en suivant la méthode

décrite précédemment dans le deuxième chapitre. La même quantité de toluène a été

mélangée au sol à chaque fois en essayant toujours d’avoir la même masse volumique

apparente du sol et donc la même perméabilité à l’air durant chaque expérience. Le degré de

saturation en toluène auquel le sol a été pollué correspond à une valeur S=15%. Cette valeur

est plus élevée que la valeur à laquelle le sol a été pollué pour les expériences menées sur le

pilote 3D (S=10%). Les débits d’air testés ici, qui sont relativement élevés par rapport au

volume de la colonne 1D, font que l’extraction du toluène à partir du sol se fait très

rapidement ce qui pourrait diminuer la qualité de la calibration et donc engendrer des erreurs

dans l’estimation des coefficients de transfert de masse.



Les quatre figures ci-dessous illustrent l’évolution de la concentration en toluène dans l’air

extrait pour chaque débit d’air testé ainsi que celle calculée avec le modèle 3D-SVE. Les

concentrations sont présentées en échelle logarithmique afin de mieux illustrer les

concentrations faibles enregistrées durant la dernière phase d’extraction.

Les courbes montrent l’influence du débit sur l’établissement d’un régime laminaire. Le débit

le plus faible correspond à la coïncidence la plus importante entre théorie et expérience.

La différence dans la figure 4.13 dans le début de la courbe peut être due à l’estimation de la

valeur initiale de la concentration du polluant dans le sol. Cette estimation est faussée par le

mode opératoire qui consiste à perdre un temps entre l’enlèvement du papier aluminium

protégeant le sol et le moment de l’aspiration. Ce temps induit une perte instantané du

polluant dans l’atmosphère. La valeur initiale de la concentration est donc surestimée.



Afin d'évaluer la cohérence des expériences, le rendement de l’extraction a été calculé pour

chaque test. Les résultats expérimentaux des quatre expériences sont présentés dans le

Figure 4.14 Evolution expérimentale ainsi que simulée de laconcentration en toluène dans l’air extrait pour la colonne1D (Stoluène= 15%, Qv= 14,1 L.min-1)

Figure 4.13 Evolution expérimentale ainsi que simulée de la concentration en toluène dans l’air extrait pour la

colonne 1D (Stoluène= 15%, Qv= 9,5 L.min-1)

Figure 4.16 Evolution expérimentale ainsi que simulée dela concentration en toluène dans l’air extrait pour lacolonne 1D (Stoluène= 15%, Qv= 30,1 L.min-1)

Figure 4.15 Evolution expérimentale ainsi que simulée dela concentration en toluène dans l’air extrait pour lacolonne 1D (Stoluène= 15%, Qv= 22 L.min-1)



tableau ci-dessous. Il est important de noter que les expériences ont été arrêtées lorsque la

concentration de toluène dans l’air extrait atteint des valeurs faibles (près de la limite de

détection du PID).

Débit d’air

(L.min-1)

Saturation en toluène

%

Masse de toluène initiale

(g)

Masse de toluène extraite

(g)

Masse de toluène restante

(g)

Rendement

%

9,5 15 111,84 93,34 0,0 83,49

14,1 15 111,84 91,48 0,0 81,82

22 15 111,84 84,43 0,0 75,52

30,1 15 111,84 82,35 0,0 73,66 Tableau 4.3 Résumé des conditions opératoires des expériences menées sur la colonne 1D

En général, les bilans de masse indiqués dans le tableau précédent sont raisonables. En

menant des expériences similaires, plusieurs auteurs (Harper, 1998, Gidda, 2003 et Zhao,

2007) ont trouvés des pertes en toluène qui dépasse les 20%. Cela est dû principalement aux

pertes par volatilisation qui ont eu lieu durant la préparation des expériences.

On remarque aussi que le rendement diminue quand le débit d’air augmente alors qu’il devrait

être plus ou moins stable vu que la procédure de pollution était la même pour toutes les

expériences.

La masse du polluant qui restait dans la colonne a été nulle après chaque expérience. Cela

signifie que l’écoulement d’air a pu atteindre toute les zones de la colonne. Les deux couches

de graviers disposés en bas et en haut de la colonne permettaient donc d’assurer une bonne

dispersion de l’air dans le sol.

Dans les quatre expériences menées, on peut remarquer que quand le débit d’air augmente, le

temps nécessaire pour accomplir une expérience diminue. Avec un débit élevé, l’air frais qui

entre dans le sol se renouvelle rapidement et le gradient de concentration est donc maximiser

ce qui résulte à un taux de transfert plus important.

Les courbes qui illustrent la concentration du toluène dans le gaz extrait en fonction du temps

devront avoir une allure bien spécifique (Figure 1.15). Pour les quatre expériences réalisées,

on remarque bien que cette allure a été respectée. Pour les deux dernières expériences, la

première phase qui correspond à la phase de saturation est très courte. Cela, pourrait être une



conséquence directe des deux débits d’air élevés appliqués au cours de ces deux expériences

(22 et 30,1 L.min-1). Plus on augmente le débit d'air, l’air se renouvelle plus rapidement en

évaporant plus de contaminants. La durée de l'étape initiale va donc diminuer parce que la

quantité de la PLNA libre (non piégée dans des endroits non atteints par l’écoulement d’air)

va diminuer avec un taux plus élevé.

En général, des études préliminaires sont réalisées sur des colonnes de laboratoire qui

ressemblent à celle que nous avons utilisée afin de vérifier l’applicabilité de l’extraction sous

pression réduite. L’extraction totale de la contamination que contenait la colonne initialement

prouve l’applicabilité de l’extraction sous pression réduite à des sols sableux qui sont

caractérisés par des perméabilités à l’air assez élevées.

b. Calcul des vitesses d’air

Il est important de noter que pour les expériences réalisées dans la colonne 1D, la vitesse

interstitielle d’air est constante sur toute la longueur de la colonne puisqu’elle est en fonction

du débit d’air et de la surface de contact. La surface de contact est la surface du plan qui est

perpendiculaire au sens d'écoulement de l’air. La vitesse d’air interstitielle qui correspond à

chaque débit a été calculée en se basant sur l’équation suivante :

g

v

SQvθ.

= (4.37)

Avec,

v , vitesse interstitielle d’air, [L.T-1]

Qv , débit d’air volumique, [L3.T-1]

S , section de la colonne, [L2]

Les valeurs de la vitesse obtenues sont consignés dans le tableau 4.4.

c. Détermination du coefficient de transfert de masse air/PLNA

Les valeurs de ‘a’ et ‘b’ ont été modifiées jusqu’à ce qu’on obtient le meilleur ajustement

possible pour chaque expérience. Les quatre courbes ci-dessus montrent que le modèle a été

en mesure de modéliser les concentrations durant la dernière phase du traitement. Cependant,

les valeurs des concentrations calculées ont été supérieures à celles mesurées durant la phase

initiale de l’extraction pour les quatre expériences. Cela est peut être dû aux débits d’air

élevés appliqués au cours de ces expériences comme expliqué plus haut.



Le tableau ci-dessous résume les paramètres ‘a’ et ‘b’ obtenus par calibration du modèle

3D-SVE aux résultats expérimentaux de chaque expérience.

Débit d’air

(L.min-1)

Vitesse d’air

(cm/s)

Paramètre ‘a’

(h-1)

Paramètre ‘b’

(-)

NSSRD

9,5 4,6 1700 2,1 0,25

14,1 6,8 4100 3,0 0,19

22 10,7 5200 3 ,1 0,17

30,1 14,58 6600 3,0 0,11 Tableau 4.4 Valeurs des paramètres ‘a’ et ‘b’ obtenus par indentification inverse (colonne 1D)

En général les valeurs des NSSRD ont été faibles pour les quatre expériences réalisées. Le

fait qu’une seule valeur de ces paramètres empiriques ne peut pas permettre de corréler d’une

manière adéquate plusieurs courbes expérimentales, indique qu'il semble y avoir un effet de la

vitesse interstitielle d’air sur le coefficient de transfert de masse.

On remarque que le paramètre ‘a’ augmente quand la vitesse de l’air au sein de la colonne

augmente. La valeur de ‘a’ a augmenté de 1700 h-1, pour une vitesse égale à 4,6 cm/s, à

6600 h-1, pour une vitesse égale à 14,6 cm/s. Le coefficient de transfert kng initial vaut

1700 h-1 pour le premier débit et 6600 h-1 pour le dernier. Le paramètre empirique ‘b’ a aussi

tendance à augmenter avec la vitesse d’air induite dans la colonne. Cependant, une valeur

proche de 3 peut calibrer les résultats des trois dernières expériences.

En se basant sur ces résultats, on peut conclure que pour la gamme de débits testée, le

coefficient de transfert de masse augmente avec la vitesse d’air. Le temps de traitement

diminue quand le débit d’air appliqué est plus grand. Le traitement le plus efficace, vis à vis

du temps de traitement d’une part, et du coefficient de transfert de masse d’ autre part,

correspond à l’expérience réalisée avec une vitesse d’air de 14,6 cm/s. Cela signifie qu’on a

pas encore atteint la vitesse d’air critique et qu’on est situé sur la première phase de la courbe

décrite par Armstrong et al. (1994) (figure 1.14). En se basant sur les résultats des expériences

réalisées sur la colonne 1D, la vitesse critique d’air devrait être supérieure ou égale à

14,6 cm/s.



Pilote 3 D V.3.2

a. Résultats expérimentaux

Comme indiqué précédemment, un pilote 3D est beaucoup plus compliqué que la colonne 1D

traditionnellement utilisée pour étudier l’extraction sous pression réduite. Les modes

d'écoulement de l'air dans le pilote 3D diffèrent de ceux obtenus avec une colonne 1D. Dans

un pilote 3D, plus on s’approche du puits d’extraction, plus la vitesse d’écoulement de l'air

augmente alors que dans une colonne 1D la vitesse d’air à la même valeur partout dans la

colonne.

Contrairement aux coefficients de transfert de masse déterminés avec la colonne 1D, ceux

déterminés avec le pilote 3D sont représentatifs de la valeur moyenne des vitesses induites le

pilote.

Les quatre figures ci-dessous illustrent l’évolution de la concentration en toluène dans l’air

extrait pour chaque débit d’air testé ainsi que celle calculée avec le modèle 3D-SVE. Comme

pour la colonne 1D, les concentrations sont présentées en échelle logarithmique afin de mieux

illustrer les concentrations faibles mesurées durant la dernière phase d’extraction. Pour des

conditions de sécurité, la saturation initiale en toluène est de 10% au lieu de 15% pour la

colonne 1D.



Figure 4.18 Evolution expérimentale ainsi que simuléede la concentration en toluène dans l’air extrait pour lepilote 3D (Stoluène= 10%, Qv= 14,1 L.min-1)

Figure 4.17 Evolution expérimentale ainsi que simulée de la concentration en toluène dans l’air extrait pour le

pilote 3D (Stoluène= 10%, Qv= 9,5 L.min-1)

Figure 4.19 Evolution expérimentale ainsi que simulée de la concentration en toluène dans l’air extrait pour le

pilote 3D (Stoluène= 10%, Qv= 22 L.min-1)

Figure 4.20 Evolution expérimentale ainsi que simulée dela concentration en toluène dans l’air extrait pour lepilote 3D (Stoluène= 10%, Qv= 30,1 L.min-1)



Tel que décrit dans la littérature, les courbes expérimentales présentent trois phases. Une

première phase où l’air extrait est saturé en contaminant (les concentrations à l'équilibre tel

que prédit par la pression de vapeur saturante du toluène ont été mesurées au début de chaque

expérience), une deuxième phase de transition et une dernière phase où les concentrations en

polluant sont très faibles.

Comparée aux résultats expérimentaux obtenus avec la colonne 1D, la durée de traitement des

expériences réalisées sur le pilote 3D est très grande. Ceci est dû à la taille du pilote 3D et aux

quantités de toluène ajoutées au sol avant chaque expérience.

Les quatre courbes ci-dessus montrent que les concentrations en toluène ont été bien estimées

avec le modèle durant la première phase du traitement. Cependant, les valeurs des

concentrations calculées ont été légèrement supérieures à celles mesurées durant la dernière

phase de l’extraction.

Le tableau ci-dessous représente le rendement obtenu pour différents débit d’air :

Débit d’air

(L.min-1)

Saturation en toluène

%

Masse de toluène initiale

(g)

Masse de toluène extraite

(g)

Masse de toluène restante

(g)

Rendement

%

9,5 10 2043,0 1620,0 2,9 79,29

14,1 10 2043,0 1462,2 2,1 71,57

22 10 2043,0 1556,5 0,7 76,18

30,1 10 2043,0 1504,7 1,6 73, 65 Tableau 4.5 Résumé des conditions opératoires des expériences menées sur le pilote 3D

Les rendements obtenus avec le pilote 3D sont légèrement inférieurs à ceux obtenus avec la

colonne 1D. Les quantités de polluant rajoutées au pilote sont largement plus grandes et la

masse évaporée durant la préparation de chaque expérience est donc plus élevée.

On peut noter aussi qu’une certaine masse de toluène reste piégée dans le pilote après le

traitement contrairement à la colonne 1D. Ce qui montre que l’air n’atteigne pas toutes les

zones du pilote.

b. Calcul des vitesses d’air



Comme déjà expliqué, la vitesse d’air dans pilote 3D varie avec la distance du puits

d’extraction et avec la profondeur dans le sol. Les champs de vitesses ont été calculés pour

chaque débit d’air afin de pouvoir corréler les valeurs des coefficients de transfert de masse

obtenues aux vitesses induites dans le pilote.

Les quatre figures ci-dessous illustrent les champs de vitesses ainsi que les lignes de courant

induits dans le pilote 3D pour chaque débit d’air. Les vitesses d’air ont été calculées en

utilisant le modèle décrit dans le troisième chapitre.

5 10 15 20 25

0 2 4 6 8

10 12 14 16 18 20

Distance du puits d'extraction (cm)

Dis

tanc

e de

la su

rfac

e du

sol (

cm)

0.1 0.1

0.0.4 2

0.2

0.3

0.3

0.4

0.4

0.5

0.5

0.6

0.6

0.7

0.7

0.8

0.8

0.9

0.9

1

0.05

0.05

0.1

0.1

0.1

0.25

0.25

0.25

0.5

0.5

1

1

2

4 4

Figure 4.21 Champs de vitesses et lignes de courant calculés pour un débit d’air Qv= 9,5 L.min-1

5 10 15 20 25

0 2 4 6 8

10 12 14 16 18 20


Dis

tanc

e de

la su

rfac

e du

sol (

cm)

0.1 0.1

0.2

0.2

0.3

0.3

0.4

0.4

0.5

0.5

0.6

0.6

0.7

0.7

0.8

0.8

0.9

0.9

1 0.1

0.1

0.1

0.15

0.15

0.15

0.25

0.25

0.25

0.5

0.5

1

1

2 3

6

6




5 10 15 20 25

0 2 4 6 8

10 12 14 16 18 20

Distance du puits dextraction (cm)

Dis

tanc

e de

la su

rfac

e du

sol (

cm)

0.1

0.1 0.2

0.2

0.3

0.3

0.4

0.4

0.5

0.5

0.6

0.6

0.7

0.7

0.8

0.8

0.9

0.9

1 0.15

0.15

0.15

0.25

0.25

0.25

0.5

0.5

0.5

1

1

2

2

4 6

10

10

Figure 4.23 Champs de vitesses et lignes de courant calculés pour un débit d’air Qv= 22 L.min-1

5 10 15 20 25

0 2 4

6

8 10 12

14 16

18 20


Dis

tanc

e de

la su

rfac

e du

sol (

cm)

0.1 0.1

0.2

0.2

0.3

0.30.4

0.4

0.5

0.5

0.6

0.6

0.7

0.7

0.8

0.8

0.9

0.9

1 0.25

0.25

0.25

0.5

0.5

0.51

1

1

2

2

3

3

6

15

15


Comme le montrent les quatre courbes, les vitesses d’air sont plus élevées à coté du puits

d’extraction qu’à des distances plus élevées. Pour les quatre débits d’air testés, la vitesse d’air

diminue quand on s’éloigne du puits. Pour un débit égal à 30,1 L.min-1, la vitesse d’air

diminue d’environ 15 cm.s-1, à coté du puits, à moins de 0,25 cm.s-1 pour une distance de

27 cm du puits d’extraction.

La deuxième remarque qu’on peut faire est que les vitesses d’air induites à coté du puits

d’extraction deviennent plus importantes quand le débit d’air appliqué augmente. La vitesse



d’air induite à coté de la zone perforée du puits d’extraction, augmente d’environ 4 cm.s-1,

pour un débit d’air égal à 9,5 L.min-1, à plus de 15 cm.s-1 pour un débit qui vaut 30,1 L.min-1.

Toutefois, la différence entre la distribution des vitesses d’air induites dans le pilote reste très

limitée, pour les quatre débits d’air testés, à des distances relativement plus importantes

(quelques centimètres du puits d’extraction).

c. Détermination du coefficient de transfert de masse air/PLNA

Le tableau ci-dessous résume les paramètres ‘a’ et ‘b’ obtenus par identification inverse du

modèle 3D-SVE aux résultats expérimentaux de chaque expérience.

Débit d’air

(L.min-1)

Vitesse à

(r= 3.5 , z=18)

(cm/s)

Vitesse à

(r= 27.5 , z=18)

(cm/s)

Paramètre ‘a’

(h-1)

Paramètre ‘b’

(-)

NSSRD

9,5 3.522 0.0517 415 9.1 0,257

14,1 5.67 0.0834 395 9.2 0,085

22 9.41 0.138 381 9 0,055

30,1 14.33 0.21 350 9.1 0,035 Tableau 4.6 Valeurs des paramètres ‘a’ et ‘b’ obtenus par indentification inverse (pilote 3D)

Pour les quatre expériences réalisées sur le pilote 3D, les valeurs des NSSRDs sont très

faibles par rapport à celles obtenues avec la colonne 1D, sauf pour le premier test.

La différence la plus notable entre les paramètres de transfert de masse calculés pour la

colonne 1D et pour le pilote 3D est l'ordre de grandeur. Les coefficients de transfert de masse

calculés pour la colonne 1D sont plus grands que ceux calculés pour le pilote 3D. Cela

signifie que le transfert de masse a été limité dans les expériences réalisées sur le pilote 3D.

Le fait que l’écoulement d’air diminue en s’éloignant du puits d’extraction dans le pilote 3D

(contrairement à la colonne 1D où l’écoulement atteint toutes les zones) pourrait être un

facteur limitatif du transfert de masse.

En ce qui concerne le paramètre ‘a’, on peut remarquer que ce dernier diminue légèrement au

fur et à mesure qu’on augmente le débit d’air. La valeur de ‘a’ a diminué de 415 h-1, pour un

débit d’air égal à 9,5 L.min-1, à 350 h-1, pour un débit d’air égal à 30,1 L.min-1. La valeur

initiale du coefficient de transfert kng vaut 415 h-1, pour le premier débit, et 350 h-1, pour le

dernier. En ce qui concerne le paramètre ‘b’, on peut remarquer qu’une valeur d’environ 9 a



permit de calibrer tous les résultats expérimentaux au modèle 3D-SVE. Le paramètre ‘b’ a été

cependant plus élevé comparé aux valeurs obtenues avec la colonne 1D.

Contrairement à la colonne 1D où le coefficient de transfert de masse augmentait

significativement avec la vitesse d’air. Le débit d’air n’a pas une grande influence sur le

coefficient de transfert de masse air/PLNA obtenu avec le pilote 3D. Ceci est probablement

dû au fait que les vitesses d’air étaient presque les mêmes pour les quatre débits testés (sauf

aux environs du puits d’extraction).

Les coefficients de transfert de masse sont liés à la distribution de la vitesse d’air dans le

pilote 3D. Par conséquence, et contrairement à la colonne 1D, ces derniers ne peuvent pas être

liés à une seule valeur de la vitesse d’air.

Les paramètres ‘a’ et ‘b’, déterminés en se basant sur les résultats expérimentaux obtenus

avec la colonne 1D, ne peuvent donc pas être tout simplement extrapolés pour décrire le

coefficient de transfert de masse air-PLNA à l’échelle pilote.

VI. CONCLUSION

Une corrélation qui décrit l’évolution de la perméabilité à l’air en fonction du degré de

saturation en liquide pour le sol utilisé dans ce travail a été établie. Cette corrélation a été

obtenue en mesurant les deux composantes, radiale et verticale, de la perméabilité à l’air avec

une colonne tridimensionnelle.

Les valeurs obtenues expérimentalement montrent bien que la perméabilité à l’air diminue

quand le degré de saturation du sol contaminé en liquide augmente. Ceci confirme la limite de

l’utilisation de l’extraction sous pression réduite pour des teneurs en eau élevées.

Une différence significative a été obtenue entre le modèle empirique obtenu

expérimentalement et les deux autres corrélations testées dans cette étude. L’utilisation des

corrélations généralisées pour tout type de sol pourrait engendrer des erreurs dans le calcul de

la concentration en polluant dans le gaz extrait lors des opérations de décontamination.

L’écart trouvé entre les trois courbes d’extraction pourrait devenir plus important dans le cas

d’un système réel.

Le temps optimal d’arrêt d’un système de décontamination par extraction sous pression

réduite pourrait être mal estimé si la corrélation utilisée représente mal l’évolution de la

perméabilité à l’air en fonction du degré de saturation en liquide. Une mauvaise estimation du



temps de réhabilitation du site implique un mauvais dimensionnement du système de

décontamination. Une mauvaise caractérisation de l’évolution de la perméabilité à l’air

pourrait donc fausser les résultats de modélisation.

L’utilisation d’un modèle mathématique pour prévoir le comportement d’un sol pollué lors de

l’application d’un traitement d’extraction sous pression réduite a été démontrée.

Les résultats expérimentaux obtenus avec la colonne 1D montrent que la vitesse d’air a une

grande influence sur le coefficient de transfert de masse air-PLNA. Les valeurs du paramètre

‘a’, qui contrôle initialement le coefficient de transfert de masse, augmentent

considérablement avec la vitesse d’air.

Un grand écart a été observé entre les coefficients de transfert de masse calculés avec la

colonne 1D et ceux obtenus par le pilote. Les données expérimentales obtenues avec le pilote

3D montrent qu’il y a des résistances au transfert de masse qui n’ont pas été observées avec la

colonne 1D. Cela met en question la validité de l’utilisation des petites colonnes 1D pour

modéliser les systèmes tridirectionnels comme rapporté dans la littérature.

Les expériences réalisées sur la colonne 1D ne sont donc pas adaptées à la compréhension des

mécanismes de transfert de masse qui se produisent à l’échelle du terrain mais elles le sont

probablement sur des lignes de vitesses distinctes.


Conclusions et perspectives

5 CONCLUSION ET PERSPECTIVES



L’extraction sous pression réduite est un procédé de traitement des sols pollués par des

composés organiques volatils, utilisé principalement in situ. Son principe consiste à envoyer

un flux d’air en profondeur dans le sol contaminé grâce à des forages puis à pomper ce flux

d’air par une autre série de forages. L’objectif est d’extraire du sol les polluants sous forme

gazeuse par l’application d’une dépression créant un courant gazeux qui va entraîner le

polluant vaporisé.

Une synthèse bibliographique a permis d'appréhender l'ensemble des phénomènes qui se

produisent lors de l’application de l’extraction sous pression réduite et de dégager les

paramètres qui ont une grande influence sur l'efficacité du traitement.

Il a été donc répertorié que la perméabilité, la porosité, la teneur en eau et la composition du

sol, la volatilité et la solubilité des polluants, le débit ou les vitesses du flux gazeux généré,

sont tous des paramètres qui influencent les performances et l’applicabilité de l’extraction

sous pression réduite.

Ce grand nombre de paramètre rend très difficile la compréhension des différents

mécanismes. La mise en œuvre d'expériences sur un sol homogène pollué artificiellement par

un seul contaminant, a permis de travailler sur une problématique simple. L'homogénéité du

sol et de la pollution étant indispensable à l'interprétation précise des résultats de cette étude.

Un pilote d’essai a été conçu et réalisé afin de simuler un système réel de décontamination par

extraction sous pression réduite. Ce pilote 3D consiste en une cuve d’aluminium qui peut

contenir jusqu’à 80 kg de sol pollué et un puits d’extraction perforé en bas qui permet

d’exercer la dépression désirée au sein du sol grâce à une pompe à vide.

Une série de tests a été menée afin de choisir la méthode la plus adaptée à la détermination de

des deux composantes, horizontale et verticale, de la perméabilité à l’air du sol. L’utilisation

des modèles d’écoulement en régime stationnaire et sans couverture de surface semble être la

meilleure méthode pour évaluer la perméabilité à l'air du sol. Les résultats trouvés en utilisant

ce modèle ont été en accord avec les valeurs de la perméabilité trouvé en utilisant une colonne

unidirectionnel.

Au cours de cette étude, il a été prouvé que les couvertures de surface peuvent être employées

pour deux vocations. Tout d'abord, elles limitent les courts-circuits d'air qui se produisent

dans le voisinage de l'extraction de puits. Deuxièmement, elles augmentent le rayon

d'influence d’un système d’extraction en modifiant la géométrie du flux d’air.



Le fait qu’on suppose que la perméabilité à l’air du sol reste constante au cours des opérations

de traitement par extraction sous pression réduite entraîne des erreurs de calculs dans la

modélisation de l’écoulement d’air dans le sol. La volatilisation des COV des deux phases

liquides (eau & Phase Liquide non Aqueuse) entraine une diminution du volume des

contaminants au cours du temps tout en cédant de l’espace à l’écoulement de l’air au sein du

sol. Des modèles empiriques ont été déjà établies mais ils n’ont jamais été validés à l’échèle

tridimensionnelle et donc leur intégration dans les modèles mathématiques qui permettent la

prédiction des performances d’un système d’extraction reste très limitée.

Dans ce travail, un modèle empiriques qui permet de corréler l’évolution de la perméabilité à

l’air du sol au degré de saturation en liquides du sol a été établie à l’échelle tridimensionnelle.

Une comparaison entre la corrélation empirique établie avec deux autres modèles de la

littérature a été faite. Les résultats obtenus montrent que le temps optimal de réhabilitation

d’un système de décontamination par extraction sous pression réduite pourrait être mal estimé

si la corrélation utilisée représente mal l’évolution de la perméabilité à l’air en fonction du

degré de saturation en liquide. Une mauvaise estimation du temps de réhabilitation du site

implique un mauvais dimensionnement du système de décontamination.

Des études récentes ont montré que la notion du rayon d’influence d’un système d’extraction,

basée sur la valeur du vide atteint, est mal définie et que le dimensionnement d’un système de

dépollution par extraction sous pression réduite devrait se faire en se basant sur l’atteinte

d’une vitesse d’air critique au sein de la zone contaminée. L'extraction sous pression réduite

est un traitement dont la durée de mise en œuvre peut être longue (plusieurs mois). Ainsi, la

vitesse critique d’air est souvent caractériser en laboratoire avec des colonnes

unidirectionnelles.

Une comparaison a été réalisée entre les résultats obtenus avec une colonne unidirectionnelle

et le pilote 3D de laboratoire. Un grand écart a été observé entre les coefficients de transfert

de masse calculés avec la colonne 1D et ceux obtenus par le pilote. Les données

expérimentales obtenues avec le pilote 3D montrent qu’il y a des résistances au transfert de

masse qui n’ont pas été observées avec la colonne 1D. Cela met en question la validité de

l’utilisation des colonnes 1D pour modéliser les systèmes réels d’extraction.

Voici les recommandations pour les futurs travaux qui peuvent faire progresser le domaine

traité dans cette étude :



Réaliser le même type d’expériences avec des conditions de sol hétérogènes afin de

déterminer comment les interactions sol/coefficients de transfert influencent le transfert de

masse.

L’extraction sous pression réduite n’est applicable qu’à la zone non-saturée du sol.

L’extraction multiphasique constitue une extension de l’extraction sous pression réduite vers

la zone saturée du sol. Cette nouvelle technique permet l’extraction simultanée de plus d’une

phase à partir du même puits. Ces phases incluent généralement l'air (c.-à-d., phase gazeuse

comprenant la vapeur organique) et l'eau (c.-à-d., phase aqueuse comprenant les constituants

dissous), et peuvent inclure la phase liquide non aqueuse.

Le pilote d’essai réalisé dans cette étude pourrait être modifié afin de permettre d’étudier

l’extraction multiphasique. Des futurs études devrait être faite afin de développer un model

qui permettra prévoir le comportement des ces phases dans le cas où un site réel est exposé à

une dépollution par cette technique. Cela pourra être fait dans un premier temps par le

développement d’un modèle d’écoulement de l’air et de la phase liquide extraite suite à

l’application de l’extraction multiphasique.

Proposition d’une méthode innovatrice d’extraction pour optimiser la technique d’extraction sous pression réduite

Le but de cette partie est de proposer une nouvelle méthode pour le dimensionnement des

systèmes de décontamination par extraction sous pression réduite. Comme déjà expliqué dans

le quatrième chapitre, l’accomplissement d’une décontamination efficace vis à vis du temps

de réhabilitation est lié à la vitesse critique d’air spécifique au sol étudié. Cependant, l’atteinte

d’une vitesse minimale d’air partout dans la zone contaminée du sol nécessite l’emploi de

beaucoup d’énergie surtout si la pollution est répandue dans une zone très large. Le coût des

opérations de décontamination par extraction sous pression réduite peut donc être élevé au

point que l’emploi de la technique risque de ne pas être rentable. La nécessité de trouver une

nouvelle méthode pour le fonctionnement des systèmes d’extraction est donc primordiale.

L’idée de proposer une nouvelle méthode est basée sur les résultats obtenus dans ce travail.

La nouvelle méthode consiste à diviser la zone contaminée en plusieurs parties selon la

distance par rapport au puits. Chaque zone correspondra à une vitesse minimale d’air, à des

caractéristiques de la zone polluée (largeur, perméabilité à l’air, etc.) et à une capacité du

système de pompage utilisé. Le fonctionnement du système d’extraction doit se faire par

étapes ; On commence par essayer d’atteindre la vitesse critique d’air dans la première zone la



plus proche du puits pendant une certaine durée, une fois un pourcentage fixé de rendement

est atteint, le débit d’air est ensuite augmenté pour que la vitesse critique d’air atteigne la

deuxième zone et ainsi de suite jusqu’à ce que toute la zone polluée soit décontaminée.

Cela permet à l’écoulement d’air d’atteindre toute les parties de la zone étudiée avec des

vitesses d’air pouvant assurer une décontamination optimale et de réaliser des gains

énergétiques considérables comparés à un autre système où on essaye d’atteindre la vitesse

critique d’air dans toute la zone polluée.

En travaillant de cette sorte, la décontamination de la première partie va engendrer une

augmentation de sa perméabilité (vaporisation de PLNA) ce qui permet d’obtenir ensuite des

taux élevés de flux d’air dans la deuxième partie sans avoir à exercer une grande dépression

telle que celle qu’on devrait exercée comme se fait actuellement. Après la décontamination de

la deuxième partie, il sera plus facile d’atteindre la vitesse d’air souhaitée dans la troisième

partie et ainsi de suite.

Pour illustrer notre proposition, la figure 5.1 explique le principe de la méthode proposée en

schématisant l’allure de l’écoulement de l’air qu’on peut obtenir dans les deux cas (cas actuel

et cas où la méthode proposée est employée). À titre d’exemple, la zone polluée du sol et

divisée ici en trois parties :

Figure 5.1 Principe de la méthode proposée (cas de trois parties)



Comme déjà expliqué précédemment, les couvertures de surface peuvent être employées dans

le but d’étendre le rayon d’influence de la zone traitée. L’utilisation de ces couvertures de

surface peut être très bénéfique dans la nouvelle méthode d’extraction proposée.

En effet, si on choisit de diviser la zone polluée du sol en trois parties, on peut commencer par

décontaminer la première partie du sol, ensuite une couche d’un matériau imperméable

viendra recouvrir la surface de cette première partie avant de commencer la décontamination

de la deuxième. La mise en place de cette première couverture de surface empêchera l’air de

s’écouler à coté du puits et permet d’atteindre la deuxième partie de la zone polluée avec une

dépression encore moins élevée que celle qu’on devrait exercer comme se fait actuellement.

Une deuxième couverture viendra ensuite couvrir la deuxième partie avant de commencer la

décontamination de la troisième et ainsi de suite.

La figure 5.2 schématise les lignes de courant après l’ajout de couvertures de surface en

prenant comme exemple une division de la zone polluée en trois parties :

Figure 5.2 Principe de la méthode proposée avec utilisation de couvertures de surface

L’utilisation des couvertures de surface peut aider aussi à limiter la remontée de la nappe

phréatique due souvent à l’emploi d’une grande dépression au sein de la zone polluée.

Le rayon de chaque couverture de surface et son épaisseur dépendront des caractéristiques de

la zone non-saturée du sol et de la qualité du matériau imperméable utilisé.



L’utilisation de cette nouvelle méthode pourrait se faire en trois cycles. Un premier cycle où

la vitesse critique d’air sur laquelle le dimensionnement du système d’extraction sera basé est

celle liée au transfert de masse PLNA/air. Un deuxième cycle sur la vitesse critique liée au

transfert air/phase aqueuse et un troisième cycle sur la vitesse critique liée au transfert phase

aqueuse/solide.

Cette nouvelle méthode n’est qu’une idée résultante de ce travail. Sa vérification et sa

faisabilité peuvent faire l’objet d’un travail de recherche ultérieur afin de montrer les

bénéfices qu’on peut obtenir en l’appliquant à un site pollué. Des études concernant les

conditions de partage des zones (taille, perméabilité, taux de rendement demandé…) sont à

effectuer afin d’optimiser ce procédé.


Références bibliographiques

REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES

Abriola, L.M., Lang, J., Rathfelder, K. (1996). Michigan Soil vapor extraction

remediation (MISER) model: A computer program to model soil vapor extraction and

bioventing of organic chemicals in unsaturated geologic material. Ada, Olkahoma, USA.

ADEME (2003). Traitabilité des sols pollués : Guide méthodologique pour la

sélection des techniques et l'évaluation de leurs performances, 576 pages.

ADEME, (2009). Traitabilité des sols pollués : Guide méthodologique pour la

sélection des techniques et l’évaluation de leurs performance, Document de référence, 236

pages.

Albergaria, J.T. , Conceicao, M., Delerue-Matos, C. (2006). Remediation efficiency

of vapour extraction of sandy soil contaminated with cyclohexane: Influence of air flow rate

water and natural organic matter content, Environmental Pollution, 143, p. 146-152.

Albergaria, J.T. , Conceicao, M., Delerue-Matos, C. (2009). Soil vapor extraction in

sandy soils: Influence of airflow rate, Chemosphere, 73, p. 1557–1561.

Anderson, C.W. (1994). Innovative site remediation technology: Vacuum vapor

extraction. Berlin: Springer Verlag.

Armstrong, J.E., Frind, E. O., McClellan, R. D. (1994). Nonequilibrium mass transfer

between the vapour, aqueous, and solid phases in unsaturated soils during vapour extraction,

Water Resources Research, 30 (2), p. 355-368.

Atkinson, D.V. (1999). Evaluation of air flow in the unsaturated zone during soil

vapour extraction from horizontal and vertical wells. Master thesis, University of Alberta,

182 pages.

Baehr, A.L., Hoag, G. E., Marley M. C. (1989). Removing volatile contaminants from

unsaturated zone by including advective air-phase transport, Journal of Contaminant

Hydrology, 4, p. 1-26.

Baehr, A.L., Hult, M.F., (1991). Evaluation of unsaturated zone air permeability

through pneumatic tests, Water Resources Research, 27 (10), p. 2605-2617.

Baehr, A.L., Joss, C.J. (1995). An updated model of induced airflow in the unsaturated

zone, Water Resources Research, 31 (2), p. 417-421.



Ball, R., Wolf, S. (1990). Design considerations for soil cleanup by soil vapour

extraction, Environmental Progress, 9 (3), p. 187-189.

BASIAS – Inventaire d’Anciens Sites Industriels et Activités de Service [base de

données en ligne]. Paris (France) : Bureau de Recherche Géologiques et Minières. Format

World Wide Web. Disponible sur : http://basias.brgm.fr/. [consulté le 05.03.2007]

BASOL – Base de données sur le sites et sols pollués [base de données en ligne]. Paris

(France) : Ministère de l’écologie et du développement durable. Format World Wide Web.

Disponible sur : http://basol.environnement.gouv.fr/. [consulté le 7.3.2007].

Bear, J. (1972). Dynamics of fluids in porous media. Dover Publications, Inc.,

Mineola, NewYork.

Beckett, G.D., Huntley, D. (1994). Characterization of flow parameters controlling

soil vapor extraction, Ground Water, 32 (2), p. 239-247.

Benson, D.A., Huntley, D., Johnson, P. C. (1993). Modeling vapor extraction and

general transport in the presence of NAPL mixtures and nonideal conditions, Ground water,

31 (3), p. 437-445.

Benson, D.A., Huntley, D., and Johnson, P. C. (1993). Modeling vapor extraction and

general transport in the presence of NAPL mixtures and nonideal conditions, Journal of

Ground Water, 31 (3), p. 437-445.

Bird, B.B., Stewart, W.E., Lightfoot, E. N. (1960). Transport Phenomena. John Wiley

and Sons, Inc., New York.

Brooks, R.H., Corey, A. T. (1964) Hydraulic properties of porous media.

Hydrogeology paper. Fort Collins, Colo: Colorado State University.

Brusturean, G.A. (2004). Dépollution des sols par venting et extraction sous pression

réduite : Etude expérimentale, modélisation et simulation numérique. Thèse de doctorat, 251

pages.

Calvet, R. (2003). Le sol propriétés et fonctions, Tome 1: Constitution et structure,

phénomènes aux interfaces, France agricole DUNOD, 455 pages.

Campbell, G.S. (1974). A simple method for determining unsaturated hydraulic

conductivity from moisture retention data, Soil Science, 117, p. 311-314.

Chai, J.C., Miura, N. (2004). Field vapour extraction test and long-term monitoring at


http://basias.brgm.fr/


a PCE contaminated site, Journal of Hazardous Materials, 110 (3), p. 85-92.

Chen, X. (1999). An inverse method for soil permeability estimation from gas pump

tests, Computers & Geosciences, 25, p. 751-763.

Chiou, C.T., Shoup, T. D. (1985). Soil Sorption of Organic Vapors & Effects of

Humidity on Sorptive Mechanism & Capacity, Environmental Science and Technology, 18,

p. 4-10.

Cho, J.S., DiGiulio, D.C. (1992). Pneumatic pumping test for soil vacuum extraction,

Environmental Program, 11 (3), p. 228-333.

Cho, J.S. (1993). A three-dimensional air flow model for soil venting : superposition

of analytical functions, Journal of Hazardous Materials, 35, p. 31-35.

Conceiçao M.M., Albergaria J.T, Delerue-Matos, C. (2006a). Soil remediation time to

achieve clean-up goals I: Influence of soil water content, Chemosphere, 62, p. 853–860.

Conceiçao M.M., Albergaria J.T, Delerue-Matos, C. (2006b). Soil remediation time to

achieve clean-up goals II: Influence of natural organic matter and water contents,

Chemosphere, 64, p. 817–825.

Connor, J.R. (1988). Case study of soil venting, Pollution Engineering, 20 (8),

p. 74-78.

Corey, A.T. (1954). The interaction between gas and oil relative permeabilities,

Producers’ Monthly, 19 (1), p. 32-41.

Coy, J.D., Bigelow, P L, Buchan, J O (2000). Field evaluation of a portable

Photoionization Detector for assessing exposure to solvent Mixtures, American Industrial

Hygiene Association Journal, 61, p. 268-274.

DiGiulio, D.C. (1992) Evaluation of soil venting application. Washington, D.C., U.S.

Environmental Protection Agency.

DiGiulio, D.C., Varadhan, R (2000). Steady-state field scale gas permeability

estimation and pore-gas velocity calculation in a domain open to the atmosphere,

Remediation, 10 (4), p. 13-25.

DiGiulio, D.C., Varadhan R. (2001). Limitations of Rayon of Influence testing for

venting design, description of an alternative approach based on attainment of a critical pore-

gas velocity in contaminated media, Ground Water Monitoring Remediation, 21, p. 97-114.



Dixon, K.L., Nichols, R. L. (2007). Soil Vapor Extraction System Design: A Case

Study Comparing Vacuum and Pore-Gas Velocity Cut off Criteria, Remediation, 17, p. 55-67.

Duggal, A.M. (2005). An experimental design and study of soil vapour extraction in a

lab scale radial column. Master thesis, University of Guelph, 186 pages.

Dutheil, C. (2003). Dépollution des sols par extraction sous pression réduite : étude

de quelques paramètres. Thèse de doctorat. Lyon, INSA de Lyon, 242 pages.

El-Beshry, M.Z. (1999). Evaluating the predictive capabilities of a three-dimensional

simulator (VENT3D) against the performance of a field-scale soil vapor extraction operation.

Doctoral thesis, Houston University, Texas, 210 pages.

Falta, R.W., Javandel, J., Pruess, K., Witherspoon, P. A. (1989). Density-driven flow

of gas in the unsaturated zone due to the evaporation of volatile organic compounds, Water

Resources Research, 25 (10), p. 2159-2169.

Falta, R.W., Pruess, K., Chesnut, D. A. (1993). Modeling advective contaminant

transport during soil vapor extraction, Ground Water, 31 (6), p. 1101-1019.

Falta, R.W. (1996). A Program for Analyzing Transient and Steady-State Soil Gas

Pump Tests, Ground Water, 34 (4), p. 750-755.

Farhan, S. (1998). The interaction of soil air permeability and soil vapour extraction,

Doctoral thesis, University of Chicago, 378 pages.

Farhan, S., Holsen, T., Budiman, J. (2001). Interaction of soil air permeability and soil

vapor extraction, Journal of Environmental Engineering, 127 (1), p. 32-37.

Fine, P., Yaron, B. (1993). Outdoor experiments on enhanced volatilization by venting

of kerosene component from soil, Journal of Contaminant Hydrology, 12, p. 355-374.

Fischer, U., Schulin, R., Keller, M., Stauffer, F. (1996). Experimental and numerical

investigation of soil vapor extraction, Water Resources Research, 32 (12), p. 3413-3427.

Frevert, R.K., Schwab, G.O., Edminster, T.W. and Barnes, K.K. (1995). Soil and

Water Conservation Engineering. John Wiley & Sons, New York.

Galland, B., Carvalho, V, Martin, P, (2008) Evaluation des detecteurs à photo-

ionisation embarqués dans les détecteurs de gaz portables multigaz. Hygiène et sécurité de

travail. INRS, 10 pages.

Gamliel, A., Abdul, A.S. (1993). Numerical investigations of optimal well spacing and



effect of screen lenght and surface sealing on gas flow toward an extraction well, Journal of

Contaminant Hydrology, 12, p. 171-191.

Garcia-Herruzo, F., Gomez-Lahoz, C., Rodriguez-Jimenez, J. J., Wilson, D. J., Garcia-

Delgado, R. A., Rodriguez-Maroto, J. M. (1994). Influence of water evaporation on soil vapor

extraction, Water Science Technology, 30 (7), p. 115-118.

Gidda, T., Cann, D., Stiver, W.H.,. Zytner, R.G. (2006). Airflow dispersion in

unsaturated soil, Journal of Contaminant Hydrology, 82, p. 118-132.

Gidda, T.S. (2003). Mass transfer processes in the soil vapour extraction of gasoline

from unsaturated soils. Doctoral thesis, University of Guelph, 463 pages.

Gierke, J.S., Hutzler, N. J., McKenzie, D. B. (1992). Vapor transport in unsaturated

soil columns: Implication for vapor extraction, Water Resources Research, 28 (2), p. 323-335.

Grathwohl, P. (1998). Diffusion in natural porous media: contaminant transport,

sorption/desorption and dissolution kinetics. Norwell, Massachussetts: Kluwer Academic

Publishers, 225 pages.

Gribb, M.M., Bene, K. J., Shrader, A. (2002). Sensitivity analysis of a soil leachability

model for petroleum fate and transport in the vadose zone, Advances in Environmental

Research, 7 (1), p. 59-72.

Harper, B. (1999). An experimental and numerical modeling investigation of soil

vapour extraction in a silt loam soil. Doctoral thesis, Université de Guelph, 406 pages.

Harper, P.M., Stiver, W. H., Zytner, R. G. (1998). Influence of water content on SVE

in a silt loam soil, Journal of Environmental Engineering, 124 (11), p. 1047-1053.

Hassett, J.J., Means, J. C., Banwart, W. L., Wood, S. G. (1980). Sorption Properties of

Sediments and Energy Related Pollutants, U.S. Environmental Protection Agency.

Hayden, N.J., Voice, T. C., Annable, M. D., Wallace R. B. (1994). Change in

gasoline constituent mass transfer during soil venting, Journal of Environmental Engineering,

120 (6), p. 1598-1614.

Hillel, D. (1990). Movement and retention of organics in soil: a review and a critique

of modeling, in petroleum contaminated soils. Remediation techniques environmental fate

and risk assessment ed. Kostecji, P.T., Lewis publishers.

Ho, C.K., Liu, S. W., Udell, K. S. (1994). Propagation of evaporation and



condensation fronts during multicomponent soil vapor extraction, Journal of Contaminant

Hydrology, 16, p. 381-401.

Ho, C.K. (1998). Analytical inverse model for multicomponent soil vapor extraction,

Journal of Environmental Engineering, 124 (6), p. 504-508.

Hutzler, N.J., Blane, E. M., and Gireke, H. S. (1990). State of Technology Review: Soil

Vapor Extraction Systems. Cincinnati, Ohio, USEPA: Risk Reduction Engineering

Laboratory.

Johnson, P.C., Kemblowski M. W., Colthart J. D. (1988) Practical Screening Models

for Soil Venting Applications. In Petroleum Hydrocarbons and Organic Chemicals in

Groundwater. pp.521-546. Houston, Texas.

Johnson, P.C., Kemblowski, M. W.,Colthart, J. D. (1990a). Quantitative analysis for

the cleanup of hydrocarbon contaminated soils by in-situ soil venting, Ground Water, 28 (3),

p. 413-429.

Johnson, P.C., Hertz, M B, Byers, D L (1990b). Estimates for hydrocarbon vapor

emissions resulting from service station remediations and buried gasoline-contaminated soils,

Petroleum Contaminated Soils, 3, p. 295-326.

Johnson, P.C., Ettinger, R.A. (1994). Considerations for the design of in situ vapor

extraction systems: Radius of influence vs. zone of remediation, Remediation, 14, p. 123-128.

Joss, C.J. (1993). A three-dimensional, multispecies vapor transport model for the

design of vapor extraction and bioventing systems, Ground Water, 17, p. 493-507.

Jury, W.A. (1986) Volatilization from soil. In Petroleum Hydrocarbons and Organic

Chemicals in Ground Water-Prevention, Detection and Restoration.

Jury, W.A., Winer, A.M., Spencer, W.F., Focht, D.D. (1987). Transport and

transformations of organic chemicals in the soil-air-water ecosystem, Review Environmental

Contamination Toxicollogy, p. 99-120.

Kaleris, V., Croisé, J. (1997). Estimation of cleanup soil time for continuous and

pulsed soil vapor extraction, Journal of Contaminant Hydrology, 194, p. 330-356.

Kaleris, V. (2002). Influence of rate limited sorption on the cleanup time in layered

soil by vapour extraction, Journal of Contaminant Hydrology, 55 (1), p. 1-27.

Karan, K., Chakma, A., Mehrotra, A. K. (1995). Air stripping of hydrocarbon-



contaminated soils: Investigation of mass transfer effects, The Canadian Journal of Chemical

Engineering, 73, p. 196-203.

Kassim, T.A. (2005). Environmental Impact Assessment of Recycled Wastes on

Surface and Ground Waters : Engineering Modeling and Sustainability, Springer,

Environmental Impact Assessment of Recycled Wastes on Surface and Ground Waters,

volume 5.

Kayano, S., Wilson, D.J. (1992). Soil cleanup by in-situ aeration:Vapor stripping of

mixtures of volatile organics obeying raoult's law, Separation Science & technology, 27 (12),

p. 1525-1554.

Kirtland, B.C., Aelion, C.M. (2000). Petroleum mass removal from low permeability

sediment using air sparging / soil vapor extraction : impact of continuous or pulsed operation,

Journal of Contaminant Hydrology, 41, p. 367-383.

Klinkenberg, L.J. (1941). The permeability of porous media to liquids and gases,

Drilling and Production Practice. New York, American Petroleum Institute, p. 200-213.

Kuo, J.F., Aieta, E.M., Yang, P.H. (1991). Three-dimensional soil venting model and

its applications Emerging Technologies in Hazardous Waste Management, 468, p. 382-400.

Kvapil, P. (2000). Etude du traitement des sols contaminés par des BTEX par la

technique du venting, Thèse de doctorat, Université Aix-Marseille 1 et Université Charles de

Pragues, 185 pages.

Le Cloirec, P. (1998). Les composés organiques volatils (COV) dans l'environnement.

Paris: Technique et Documentation, 734 pages.

Lecomte, P. (1995). Les sites pollués, traitement des sols et des eaux souterraines.

Paris : Technique et Documentation, 198 pages.

Lyman, W.J., Reehl, W. F., Rosenblatt, D. H. (1982). Handbook of Chemical Property

Estimation Methods: Environmental Behavior of Organic Compounds, McGraw-Hill, New

York.

Massmann, J., Farrier, D.F. (1992). Effects of atmospheric pressures on gas transport

in the vadose zone, Water Resources Research, 28, p.777-791.

Massmann, J.W. (1989). Applying groundwater flow models in vapor extraction

system design, Journal of Environmental Engineering, 115 (1), p. 129-149.



Massmann, J.W., Madden, M. (1994). Estimating air conductivity and porosity from

vadose zone pumping tests, Journal of Environmental Engineering, 120 (2), p. 313-327.

McClellan, R.D., Gilham, R.W. (1992). Vapor extraction of trichloroethylene under

controlled field conditions. Subsurface Contamination by Immiscible Liquids ed.

Hydrogeologists, Calgary, Alberta, Canada.

Mendoza, C.A., Frind, E. O. (1990). Advective-dispertive transport of dense organic

vapors in the unsaturated zone:I. Model development, Water Resources Research, 26 (3),

p. 388-398.

Millington, R.J., . Quirk J. P. (1961). Permeability of porous solids, Transactions of

Faraday Society, 57, p. 1200-1207.

Ministère de l’Aménagement du Territoire et de l’Environnement. Dossier

d’information. La prévention des risques industriels. Annexes. Novembre 2001. [en ligne].

Disponible sur : http://www.alsace.drire.gouv.fr/environnement. [consulté le 16.06.2008].

Mohr, D.A., Merz, P.H. (1995). Application of a 2D air flow model to soil vapor

extraction and bioventing case studies, Ground Water, 33 (3), p. 433-444.

Moldrup, P., Poulsen, T.G., Schjonning, P., Olesen, T., Yamaguchi, T. (1998). Gas

permeability in undisturbed soils: Measurements and predictive models, Soil Science, 163,

p. 180-189.

Nadim, F., Nadim, A., Hoag, G. E., Dahmani, A. M. (1997). Desorption rate limitation

in the extraction of organic molecules from unsatured soils during soil venting operations,

Journal of Contaminant Hydrology, 25 (1-2), p. 21-37.

Ng, C. O., Mei, C. C. (1996). Aggregate diffusion model applied to soil vapor

extraction in unidirectional and radial flows, Water Resources Research, 32 (5),

p. 1289-1297.

Ng, C. O., Mei, C.C., Ostendorf, D.W. (1999). A model for stripping multicomponent

vapor from unsaturated soil with free and trapped residual nonaqueous phase liquid, Water


Nobre, M.M., Nobre,R. C. (2004). Soil vapour extraction of chlorinated solvents at an

industrial site in Brazil, Journal of Hazardous Materials, 110, p. 119-127.

Olson, M.S., Tillman, F.D., Choi, J.W., Smith, J.A., (2001). Comparison of three


http://www.alsace.drire.gouv.fr/environnement


techniques to measure unsaturated-zone air permeability at Picatinny Arsenal, NJ, Journal of


Pedersen, T.A., Curtis, J.T. (1991) Soil vapor extraction technology: Reference

handbook. Cincinnati, USA: Risk Reduction Engineering Laboratory, Office of Research and

Development.

Poulsen, T.G., Massmann, J. W., Moldrup, P. (1996). Effects of vapor extraction on

contaminant flux to atmosphere and ground water, Journal of Environmental Engineering,

122 (8), p. 700-706.

Powers, S.E., Abriola, L. M., Weber, W. J. (1992). An experimental investigation of

nonaqueous phase liquid dissolution in saturated subsurface systems: Steady state mass

transfer rate, Water Resources Research, 28 (10), p. 2691-2705.

Rainwater, K., Zama, M. R., Claborn, B. J., Parker, H. W. (1989). Experimental and

modeling studies of in-situ volatilization: Vapor-liquid equilibrium or diffusion controlled

process. Houston, Texas.

Rathfelder, K.M., Yeh, W. W. G., Mackay, D. (1991). Mathematical simulation of soil

vapor extraction systems: Model development and numerical examples, Journal of


Rathfelder, K.M., Lang, J. R., Abriola, L. M. (2000). A numerical model (MISER) for

the simulation of coupled physical, chemical and biological process in soil vapour extraction

and bioventing system, Journal of Contaminant Hydrology, 43 (4), p. 239-270.

Rojstaczer, S., Tunks, J. P. (1995). Field-based determination of air diffusivity using

soil air and atmospheric pressure time series, Water Resources Research, 31 (12),

p. 3337-3343.

Ross, B., Lu, N. (1994). Efficiency of air inlet wells in vapor extraction systems Water


Sepehr, M., Samani, Z.A. (1993). In situ soil remediation using vapor extraction wells:

development and testing of a three-dimensional finite-difference model, Ground Water, 31

(3), p. 425-436.

Shah, F.H., Hadim, H. S., Korfiatis, G. P. (1995). Laboratory studies of air stripping of

VOC-contaminated soisls, Journal of Soil Contamination, 4 (1), p. 93.



Shan, C., Falta, R.W., Javandel, I., (1992). Analytical solutions for steady-state gas

flow to a soil vapour extraction well in the unsaturated zone, Water Resources Research, 28

(4), p. 1105-1120.

Sharma, H., Reddy, K. (2004). Geoenvironmental engineering: site remediation,

waste contaminant, and emerging waste technologies. John Wiley & Sons, Inc., New Jersey.

She, Y., Sleep, B. E., mackay, D. (1995). A fugacity model for soil vapor extraction,

Journal of Soil Contamination, 4 (3), p. 227-242.

Sleep, B.E., Sykes, J. F. (1989). modeling the transport of volatil organics in variably

saturated media, Water Resources Research, 25 (1), p. 81-92.

Smith, J.L., Reible, D. D., Koo, Y. S., Cheah, E. P. S. (1996). Vacuum extraction of

nonaqueous phase residual in a heterogeneous vadose zone, Journal of Hazardous Materials,

49, p. 247-265.

Staudinger, J., Roberts, P. V., Hartley, J. D., (1997). A simplified approach for

preliminary design and process performance modeling of soil vapor extraction systems,

Environmental Progress, 16 (3), p. 215-226.

Stylianou, C., DeVantier, B. A., (1995). Relative air permeability as a function of

saturation in soil venting, Journal of environmental engineering, 121 (4), p. 337–347.

Suthersan, S.S. (1999). Soil Vapor Extraction, Remediation Engineering: Design

Concepts. Lewis Publishers (CRC Press), New York.

Switzer, C., Kosson, D.S. (2007). Evaluation of air permeability in layered unsaturated

materials, Journal of Contaminant Hydrology, 90, p. 125–145.

Thomson, N.R., Brush, D. (1997). NAPL movement and removal in a variable

aperture fracture: A numerical model. University of Waterloo, Ontario.

United States Army Corps of Engineers (1995). Soil Vapor Extraction and Bioventing.

255 pages.

United States Army Corps of Engineers (2002). Engineering and design: Soil vapor

extraction and bioventing. EM 1110-1-4001.

United States Environmental Protection Agency (1991). Guide for Conducting

Treatability Studies Under CERCLA, Soil Vapor Extraction, 540 pages.

United States Army Corps of Engineers (1997). Analysis of Selected Enhancements



for Soil Vapor Extraction, 246 pages.

United States Environmental Protection Agency (1999). Multi-Phase Extraction :

Engineering and Design, 286 pages.

Van der Ham, A.G., Brouwers, H. J. (1998). Modeling and experimental investigation

of transient, nonequilibrium mass transfer during seal stripping of a nonaqueous phase liquid

in unsaturated porous media, Water Resources Research, 34 (1), p. 47-54.

Vopnu, K.K. (1996). An experimental study of vapor extraction of gasoline residual

saturation in the unsaturated zone of selected oklahoma clayey soils. Doctoral thesis,

Olkahoma university, 238 pages.

Wilkins, M.D., Abriola, L. M., Pennell, K. D., (1995). An experimental investigation

of rate-limited nonaqueous phase liquid volatilization in unsaturated porous media:steady

state mass transfer, Water Resources Research, 31 (9), p. 2159-2172.

Wilson, D.J. (1990). Soil cleanup by in-situ aeration. V. Vapor stripping from

fractured bedrock, Separation Science & technology, 25 (3), p. 243-262.

Wilson, D.J., Gomez-Lahoz, C., Rodriguez-Maroto, J. (1994). Soil cleanup by in-situ

aeration. XVI. Solution diffusion rates in mass-transport-limited operation and calculation of

darcy's constants, Separation Science & technology, 29 (9), p. 1133-1163.

Wisconsin Department of Natural Resources (1993). Guidance for Design,

Installation and Operation of Soil Venting Systems, WI: Emergency and Remedial Response

Section, 193 pages.

Yang, Y.J., Gates T. M., Edwards, S. (1999). SVE design: Mass transfer limitation

due to molecular diffusion, Journal of environmental engineering, 125 (9), p. 852-860.

Yoon, H., Kim, J. H., Lijestr, H. M., Khim, J. (2002). Effect of water content on

transient nonequilibrium NAPL-gas mass transfer during soil vapour extraction, Journal of

Contaminant Hydrology, 54 (1), p. 1-18.

Yoon, H., Valocchi, A. J., Werth, C.J. (2003). Modeling the influence of water content

on soil vapor extraction, Vadose Zone Journal, 2, p. 368-381.

Yu, L.L. (1985). Study of air flow through porous media. Doctoral thesis, University

of Connecticut, Storrs, 114 pages.

Zhan, H.a.P.E. (2002). Vapor Flow to Horizontal Wells in Unsaturated Zones, Soil



Science Society of America Journal, 66, p. 710-721.

Zhao, L., Zytner, R.G. (2008). Estimation of SVE closure time, Journal of Hazardous

Materials, 153 (2), p. 575-581.

Zhao, L. (2007). Three-dimensional soil vapour extraction modeling. Doctoral thesis,

University of Guelph, 326 pages.

Zytner, R.G. (1994). Sorption of Benzene, Toluene, Ethylbenzene, and Xylenes to

Various Media, Journal of Hazardous Materials, 38, p. 113-126.


Glossaire

GLOSSAIRE

ADEME : Agence de l’Environnement et de la Maîtrise de l’Energie

ASTM : American Society for Testing and Materials

BASOL : Base de données sur les sites et sols pollués

BASIAS : Base de donnée des Anciens Sites Industriels et Activités de Service

BRGM : Bureau de Recherches Géologiques et Minières

BTEX : Benzène, Toluène, Ethylbenzène, Xylène

CITEPA : Centre Interprofessionnel Technique d’Etudes de la Pollution Atmosphérique

COV : Composés Organiques Volatils

COVNM : Composés Organiques Volatils Non-Méthanique

DRIRE : Directions Régionales de l'Industrie de la Recherche et de l'Environnement

DPE : Dual Phase Extraction

INSA : Institut National des Sciences Appliquées

LGCIE : Laboratoire de Génie Civil et d’Ingénierie Environnementale

PID : Détecteur à Photo-Ionisation

PLNA : Phase Liquide Non Aqueuse

RFH : Radio-Frequency Heating

SVE : Soil Vapour extraction

TPE : Two Phase Extraction

USA : United States of America

USACE : United States Army Corps of Engineers

USEPA : United States Environmental Protection Agency

WDNR : Wisconsin Department of Natural Resources


Liste des illustrations

LISTE DES ILLUSTRATIONS Figure 1.1 Classification des différentes formes de pollution (Lecomte, 1995).................................... 13 Figure 1.2 L’état de l’eau dans le sol (Brusturean, 2004).................................................................... 17 Figure 1.3. Classification des Sols ........................................................................................................ 21 Figure 1.4 Définition de la tortuosité.................................................................................................... 21 Figure 1.5 Schéma de l’expérience sur laquelle repose la loi de Darcy............................................... 23 Figure 1.6 Allure typique d’une courbe de perméabilité relative représentée par une loi de puissance (fonction de Corey)................................................................................................................................ 31 Figure 1.7 Les différentes phases d’une pollution organique dans la zone insaturée d’un sol contaminé d’après (Pedersen and Curtis, 1991) .................................................................................................... 36 Figure 1.8 Répartition entre phases des COV dans un sol pollué ........................................................ 37 Figure 1.9 Schéma de principe du traitement de sols pollués par extraction sous pression réduite (ADEME, 2009)..................................................................................................................................... 48 Figure 1.10 Schéma descriptive de la technique d’extraction par pression réduite (Brusturean, 2004)............................................................................................................................................................... 48 Figure 1.11 Schéma d’un puits d’extraction (EPA,2003) .................................................................... 49 Figure 1.12 Puits horizontal (ADEME, 2003) ...................................................................................... 50 Figure 1.13 Vue latérale d’une tranchée (ADEME, 2003) ................................................................... 50 Figure 1.14 Temps nécessaire à l’extraction de 99% de la masse des polluant en fonction de la vitesse d’air (Armstrong et al., 1994) ............................................................................................................... 55 Figure 1.15 Allure de l’évolution de la concentration en polluant du gaz extrait en fonction du temps (Anderson, 1994)................................................................................................................................... 58 Figure 1.16 Abaque simplifié des conditions d’application de l’extraction sous pression réduite....... 61 Figure 1.17 Schéma d’un système d’air sparging (EPA, 1997)............................................................ 62 Figure 2.1 Courbe granulométrique du sable utilisé ............................................................................ 79 Figure 2.2 Schéma de principe du pilote expérimental......................................................................... 84 Figure 2.3 Photographie du pilote 3D utilisé ....................................................................................... 85 Figure 2.4 Schéma de principe de la colonne 1D ................................................................................. 86 Figure 2.5 Schéma du positionnement des différents capteurs de pression.......................................... 87 Figure 3.1 Comparaison entre les valeurs de pression mesurées (+) et calculées (lignes) pour un sol ouvert (Qv= 30.1 L.min-1) ……………………………………………………………………………………...110 Figure 3.2 Comparaison entre les valeurs de pression mesurées et calculées à (r = 15, z = 18.5) pour un sol ouvert (Qv= 30.1 L.min-1)………………………………………………………………………………112 Figure 3.3 Comparaison entre les valeurs de pression mesurées (+) et calculées (lignes) pour un sol semi-confiné (Qv= 30.1 L.min-1)………………………………………………………………………………114 Figure 3.4 Comparaison entre les valeurs de pression mesurées et calculées à (r = 15, z = 18.5) pour un sol semi-confiné (Qv= 30.1 L.min-1)………………………………………………………………...116 Figure 3.5 Profil des lignes de courant et des vitesses pour un sol ouvert (Qv= 30.1 L.min-1)……….120 Figure 3.6 Profil des lignes de courant et des vitesses pour un sol semi-confiné (Qv= -30.1 L.min-1)120 Figure 4.1 Schéma représentatif de la colonne avec les Conditions aux limites ................................ 128 Figure 4.2 Schéma de la cuve avec les conditions aux limites............................................................ 135 Figure 4.3 Géométrie et maillage de la colonne et du pilote .............................................................. 136 Figure 4.4 Evolution de la concentration au cours du temps (5h, 10h et 15h après le début de l’extraction) dans la colonne, modélisation avec COMSOL............................................................... 139 Figure 4.5 Evolution de la concentration au cours du temps (5h, 30h et 60h après le début de l’extraction) dans le pilote, modélisation avec COMSOL................................................................... 140 Figure 4.6 Lignes de courant dans le pilote induits par le débit d’air extrait, modélisation avec COMSOL............................................................................................................................................. 141 Figure 4.7 Synthèse des valeurs de la perméabilité à l’air obtenues expérimentalement .................. 143 Figure 4.8 Courbes d’évolution de la perméabilité relative en fonction de la saturation en liquide . 144 Figure 4.9 Evolutions expérimentale et simulée de la concentration en toluène dans le gaz extrait pour la colonne 1D (Qv=22 l.min-1, Stoluène=15%)............................................................................... 146



Figure 4.10 Evolutions expérimentale et simulée de la concentration en toluène dans le gaz extrait pour le pilote 3D (Qv=22 l.min-1, Stoluène=10%) .................................................................................. 147 Figure 4.11 Evolutions simulée de la concentration en toluène dans le gaz extrait calculées pour les trois corrélations ................................................................................................................................. 150 Figure 4.12 Evolution de l’efficacité du système d’extraction calculée en se basant sur les trois différentes corrélations........................................................................................................................ 151 Figure 4.13 Evolution expérimentale ainsi que simulée de la concentration en toluène dans l’air extrait pour la colonne 1D (Stoluène= 15%, Qv= 9,5 L.min-1)………………………………………………160 Figure 4.14 Evolution expérimentale ainsi que simulée de la concentration en toluène dans l’air extrait pour la colonne 1D (Stoluène= 15%, Qv= 14,1 L.min-1)…………………………………………… .160 Figure 4.15 Evolution expérimentale ainsi que simulée de la concentration en toluène dans l’air extrait pour la colonne 1D (Stoluène= 15%, Qv= 22 L.min-1)………………………………………………160 Figure 4.16 Evolution expérimentale ainsi que simulée de la concentration en toluène dans l’air extrait pour la colonne 1D (Stoluène= 15%, Qv= 30,1 L.min-1)……………………………………………..160 Figure 4.17 Evolution expérimentale ainsi que simulée de la concentration en toluène dans l’air extrait pour le pilote 3D (Stoluène= 10%, Qv= 9,5 L.min-1)………………………………………………….165 Figure 4.18 Evolution expérimentale ainsi que simulée de la concentration en toluène dans l’air extrait pour le pilote 3D (Stoluène= 10%, Qv= 14,1 L.min-1)………………………………………………..165 Figure 4.19 Evolution expérimentale ainsi que simulée de la concentration en toluène dans l’air extrait pour le pilote 3D (Stoluène= 10%, Qv= 22 L.min-1)…………………………………………………..165 Figure 4.20 Evolution expérimentale ainsi que simulée de la concentration en toluène dans l’air extrait pour le pilote 3D (Stoluène= 10%, Qv= 30,1 L.min-1) ……………………………………………….165 Figure 4.21 Champs de vitesses et lignes de courant calculés pour un débit d’air Qv= 9,5 L.min-1 .. 166 Figure 4.22 Champs de vitesses et lignes de courant calculés pour un débit d’air Qv= 14,1 L.min-1 166 Figure 4.23 Champs de vitesses et lignes de courant calculés pour un débit d’air Qv= 22 L.min-1 ... 167 Figure 4.24 Champs de vitesses et lignes de courant calculés pour un débit d’air Qv= 30,1 L.min-1 167 Figure 5.1 Principe de la méthode proposée (cas de trois parties)………………………….……176 Figure 5.2 Principe de la méthode proposée avec utilisation de couvertures de surface................... 177



Tableau 1.1 Classification granulométrique (Frevert et al., 1995) ...................................................... 14 Tableau 1.2 Accidents mettant en jeu des hydrocarbures ces dernières années, en France (Source : ADEME1 et BRGM, base de données BASIAS2).................................................................................... 34 Tableau 1.3 Caractéristiques des COV influençant l’efficacité du traitement par extraction sous pression réduite, (Source : Centre National de Recherche sur les sites Pollués, Le Hecho)................ 40 Tableau 1.4 Coefficients de diffusion dans l’air de quelques polluants organiques à 298 K sous la pression atmosphérique (Grathwohl, 1998).......................................................................................... 45 Tableau 1.5 Les paramètres influençant l’efficacité de l’extraction sous pression réduite (Hutzler el al., 1990) ............................................................................................................................................... 60 Tableau 1.6 Résumé des modèles d’écoulement d’air........................................................................... 65 Tableau 1.7 Résumé des modèles mathématiques basé sur l’hypothèse d’un équilibre locale instantané............................................................................................................................................................... 69 Tableau 1.8 Résumé des modèles mathématiques basé sur les relations de transfert de masse cinétiques............................................................................................................................................... 71 Tableau 1.9 Avantages et inconvénients des études de laboratoire (USEPA, 1991) ............................ 75 Tableau 2.1 Composition chimique du sable utilisé.............................................................................. 79 Tableau 2.2 Caractéristiques principales du sol utilisé ........................................................................ 81 Tableau 2.3 Paramètres physico-chimiques du toluène (USACE, 2002).............................................. 82 Tableau 2.4 Caractéristique du PID utilisé .......................................................................................... 89 Tableau 3.1 Résumé des modèles d’écoulement d’air dans le sol……………………………………......106 Tableau 3.2 Résumé des tests pneumatiques réalisés sur la colonne unidirectionnelle……………….108 Tableau 3.3 Résultats des tests pneumatiques réalisés à régime stationnaire pour un sol ouvert….108 Tableau 3.4 Valeurs de la perméabilité à l’air pour les tests réalises à régime stationnaire sur un sol ouvert……………………………………………………………………………………………………………..109 Tableau 3.5 Valeurs de la perméabilité à l’air et de la porosité pour les tests réalises à régime transitoire sur un sol ouvert……………………………………………………………………………………111 Tableau 3.6 Résultats des tests pneumatiques réalisés à régime stationnaire pour un sol semi-confiné …………………………………………………………………………………………………………………...113 Tableau 3.7 Valeurs de la perméabilité à l’air pour les tests réalises à régime stationnaire sur un sol semi-confiné……………………………………………………………………………………………………..113 Tableau 3.8 Valeurs de la perméabilité à l’air pour les tests réalisés à régime transitoire sur un sol semi-confiné……………………………………………………………………………………………………...115 Tableau 4.1 Comparaison entre le modèle 3D-SVE et deux autres modèles commerciaux................ 126 Tableau 4.2 Constantes utilisées dans la résolution des systèmes d’EDP par le logiciel COMSOL (Source : 1Résultats expérimentaux, 2Gidda, (2003)).......................................................................... 137 Tableau 4.3 Résumé des conditions opératoires des expériences menées sur la colonne 1D............. 160 Tableau 4.4 Valeurs des paramètres ‘a’ et ‘b’ obtenus par indentification inverse (colonne 1D).... 162 Tableau 4.5 Résumé des conditions opératoires des expériences menées sur le pilote 3D ................ 165 Tableau 4.6 Valeurs des paramètres ‘a’ et ‘b’ obtenus par indentification inverse (pilote 3D) ........ 168


Annexes

6 ANNEXES

Annexe I. Propriétés physiques de quelques composés organiques

Composé

Constante d’Henry à 25°C

Solubilité dans l’eau (mg/L)

à 25°C

Pression de vapeur saturante (mm Hg) à

20°C Alcanes n-Butane 25,22 61,1 1560

n-Pentane 29,77 41,2 424 n-Hexane 36,6 12,5 121

n-Heptane 44,60 2,68 35,6

n-Octane 52,00 0,66 10,5 n-Nonane ND 0,122 3,2

n-Décane ND 0,022 0,95 Mono aromatiques Benzène 0,11 1780 75,2

Toluène 0,13 515 21,8

m-Xylène 0,12 162 6,16

Ethylbenzène 0,14 167 7,08

1,3,5-Triméthylbenzène

0,09 72,6 1,73

1,4-Diéthylbenzène 0,19 15 0,697

Di-aromatique Naphtalène ND 30 0,053

Phénols Phénol 0,038 82000 0,529

m-Crésol 0,44 23500 0,15

2,4-Diméthylphénol 0,48 1600 0,058

2,4,6-Triméthylphénol ND ND 0,012 m-Ethylphénol ND ND 0,08

Indénol ND ND 0,014

Chlorés Chlorure de vinyle 1,1 1100 2660 (25 °C)

Tétrachlorure de carbone

ND 2300 (22 °C) 260

Cis-1,2-dichloréthylène

0,17 800 200 (25 °C)

1,1,1-trichloréthane 0,7 4400 (20 °C) 100

Trichloréthylène 0,4 1100 60

Tétrachloréthylène 0,7 150 14 ND : Non disponible

Propriétés physiques de quelques composés organiques


Annexes

Annexe II. Calcul du débit massique de l’air à la sortie

Pour obtenir le débit massique de l’air à la sortie il faut multiplier le débit volumique de l’air

par sa masse volumique :

vm QQ ×= ρ (1)

ρ , la masse volumique de l’air, [M.L-3]

vQ , le débit volumique de l’air, [L3.T-1]

mQ , le débit massique de l’air, [M.T-1]

Pour déterminer la valeur exacte de la masse volumique de l'air, il faut prendre en compte

l'humidité de l'air (car elle modifie la constante spécifique de l'air Rh), la température de l’air

T et sa pression P. La masse volumique de l'air s'écrit selon la loi des gaz parfaits :

TRPH .

=ρ (2)

La constante spécifique de l'air humide s'écrit :

⎥⎦⎤

⎢⎣⎡

⎟⎠⎞⎜

⎝⎛ −⎟

⎠⎞⎜

⎝⎛−

=

v

ssat

sH

RR

PP

RR1..1 ϕ

(3)

sR , la constante spécifique de l'air sec (287,06 J.kg-1.K-1)

vR , la constante spécifique de la vapeur d'eau (461 J.kg-1.K-1) ϕ , l’humidité relative de l’air, [-]

satP est la pression de vapeur saturante de l’eau dans l’air, elle se détermine par la formule de Magnus :

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

+×

=TTPsat 2.241

5043.17exp.231.611 (4)

T est la température en °C. Cette formule est valable pour des températures entre -30 °C et

+70 °C et donne la pression en Pascals.

D’où au final :

( ) ( ) ⎟⎠

⎞⎜⎝

⎛⎥⎦⎤

⎢⎣⎡

+×

××−+

=TTP

TPT

2.2415043.17exp617.230

15.27306.2871,, ϕϕρ (5)

( PT ,, )ϕρ , la masse volumique de l’air, [Kg.m-3]


Annexes

Annexe III. Principe de fonctionnement du PID

Le principe de fonctionnement d’un PID est comme schématisé sur la figure ci-dessous. L’air

pollué entre dans la chambre [1], les molécules gazeuses sont bombardées par les photons

émis par le rayonnement UV de la lampe, les atomes de ces molécules perdent sous cet effet

des électrons et deviennent alors des ions positifs, elles sont ionisées [2]. Une électrode

accélératrice (chargée positivement) repousse les ions vers l’électrode collectrice où le

courant généré est mesuré [3] pour être ensuite converti en concentration en ppmv. Les

molécules ressortent ensuite de l’appareil [4].

SCHEMA DE PRINCIPE DETECTEUR A PHOTO IONISATION (PID)

Un PID est capable de détecter toutes les molécul

PI (exprimé généralement en électron-Volt) infé

lampe à UV. Autrement dit, les molécules de gaz

ionisées et ainsi détectés. La lampe utilisée ici a

potentiel d’ionisation du toluène qui est de 8.82 eV

INSA de Lyon – BOUDOUCH Otmane

es gazeuses ayant un Potentiel d’Ionisation

rieur à l’énergie des photons émis par la

ayant des PI inférieurs à cette valeur seront

un rayonnement de 10,6eV supérieure au

(Coy, 2000).

196

Annexes

Annexe IV. Fonctionnement du programme utilisé dans la détermination de la

perméabilité à l’air

Fichier Output

Affichage des « Ngar » solutions possibles : kr, kz, RMSE.

Affichage des « Ndét » : kr, kz, (kr/kz), RMSE Détails des Pcal(ri,zi)

Pobs (ri,zi) Nombre de solutions à dégager

initialement (Néval), Nombre de solutions à garder (Ngar),Nombre de solutions à détailler (Ndét)

Fichier Input

Saisie par l’opérateur des valeurs numériques suivantes :

Programme Principal

Phase préliminaire de création du fichier Output, ainsiqu’une procédure de contrôle du fichier Input.

1ière phase de calcul : « Néval » première solutions possibles des perméabilités en tronquant les intervalles [kr mini, kr maxi] et [kr/kz mini, kr/kz maxi ] de manière aléatoire

Classement de ces valeurs : procédure triant les solutionsprécédentes en fonction de la valeur du RMSE. Mise en mémoire des « Ngar » premières solutions. Affichage des « Ngar » solutions dans le fichier Output.

2ème phase de calcul : optimisation des valeurs depressions calculées : Procédure gardant les « Ndét » première solutions. Affichage détaillé de kr, kz, (kr/kz) puis rappel des Pobs(ri,zi), et affichage des Pcal(ri,zi))

Patm, Tsol, Qm, υ a, b, h, rw : dimensions

géométriques [kr mini, kr maxi]

[kr/kz mini, kr/kz maxi ]

Calcul des Pcal(ri,zi)

Calcul du RMSE


Annexes

FOLIO ADMINISTRATIF

THESE SOUTENUE DEVANT L'INSTITUT NATIONAL DES SCIENCES APPLIQUEES DE LYON

NOM : BOUDOUCH DATE de SOUTENANCE : 10 décembre 2009 Prénoms : Otmane TITRE : ETUDE DE LA DEPOLLUTION DES SOLS PAR EXTRACTION SOUS PRESSION REDUITE. APPLICATION AU TRAITEMENT DES COV NATURE : Doctorat Numéro d'ordre : 2009-ISAL-0107 Ecole doctorale : Chimie, Procédés, Environnement de Lyon Spécialité : Sciences de l’Environnement Industriel et Urbain Cote B.I.U. - Lyon : CLASSE : RESUME : L’extraction sous pression réduite est l’une des techniques de dépollution envisageables lorsqu’il y a contamination d’un sol par des composés organiques volatils (COVs). Cette technique consiste à créer une dépression dans le sol et induire un écoulement contrôlé d’air qui entraînera les contaminants volatils dans la phase gazeuse extraite. Les objectifs de ce travail peuvent se résumer de la façon suivante : - caractérisation de la méthode la plus adaptée à déterminer les deux composantes, horizontale et verticale, de la perméabilité à l’air. - étude de l’évolution de la perméabilité à l’air du sol en fonction du degré de saturation de celui-ci en liquides. - vérification de la validité ou non de l’utilisation des colonnes unidirectionnelles dans le dimensionnement des systèmes d’extraction en se basant sur l’atteinte d’une vitesse critique de l’air au sein des pores du sol. Pour accomplir ces objectifs, un pilote d’essai a été conçu et réalisé, plusieurs expériences ont été effectuées et des modèles de la littérature ont été utilisés. Les résultats obtenus ont montré que la méthode la plus adaptée à la détermination de la perméabilité à l’air du sol est celle mettant en œuvre un régime stationnaire sans couverture à la surface du sol, Et que les résultats obtenus dans une colonne unidirectionnelle concernant la vitesse critique ne peuvent être extrapolés à l’échelle du terrain comme il se fait actuellement. En se basant sur les résultats obtenus dans ce travail, une méthode innovatrice d’extraction a été ensuite présentée. MOTS-CLES : Extraction sous Pression Réduite, Dépollution des Sols, COVs, Perméabilité à l’Air, Degré de Saturation en Liquides. Laboratoire (s) de recherche : Laboratoire de Génie Civil et d'Ingénierie Environnementale Directeur de thèse : Belkacem BENADDA Président de jury : Rémy GOURDON Composition du jury : BARNA Ligia Professeur (INSA de Toulouse), Rapporteur BENADDA Belkacem Professeur (INSA de Lyon), Directeur de thèse DUBUJET Philippe Professeur (ENISE de Saint-Etienne), Rapporteur GOURDON Rémy Professeur (INSA de Lyon) KACEM Mariem Maître de Conférences (ENISE de Saint-Etienne) Invités : VERNUS Emmanuel Co-Directeur (INSAVALOR, POLDEN)


Annexes

Invités : VERNUS Emmanuel Co-Directeur (INSAVALOR, POLDEN)


etude de la dépollution des sols par extraction sous pression...

Documents