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N° d'ordre 99 ISAL : 99 ISAL 116 année 1999

THÈSE

présentée

devant L'INSTITUT NATIONAL DES SCIENCES APPLIQUÈES DE LYON

pour obtenir

LE GRADE DE DOCTEUR

Spécialité : CONCEPTION EN BATIMENT ET TECHNIQUES URBAINES

Isabelle MARTINELLI

Titulaire du D.E.A.

INFILTRATION DES EAUX DE RUISSELLEMENT PLUVIAL ET TRANSFERT DE POLLUANTS ASSOCIES

DANS LE SOL, URBAIN

- VERS UNE APPROCHE GLOBALE ET PLURIDISCIPLINAIRE

Soutenue le : 17 décembre 1999

jury :

ALFAKIH Elham Directeur de thèse

BLANCHARD Jean-Marie Rapporteur

CHOCAT Bernard

DEPLAGE Pierre Rapporteur

LEGRET Michel Rapporteur

MIRAMOND Marcel

INSA de LyonDépartement des études doctorales

ECOLES DOCTORALES

¾ MATERIAUX DE LYONINSAL – ECL -UCB. Lyon1 – Univ. De Chambéry – ENS

Responsable : Professeur A. HOAREAU, UCBL (Tél. : 04.72.44.85.66)

Formations doctorales associées :� Génie des Matériaux (Pr. R. FOUGERES, Tél : 04. 72. 43. 81 .49)� Matière condensée surfaces et interfaces (Pr. G. GUILLOT, Tél : 04.72.43.81.61)� Matériaux polymères et composites (Pr. H. SAUTEREAU, Tél : 04.72.43.81.78)

¾ MECANIQUE , ENERGETIQUE , GENIE CIVIL , ACOUSTIQUE (MEGA) °

Responsable : Professeur J. BATAILLE, ECL (Tél : 04.72.43.8079)

Formations doctorales associées :� Acoustique (Pr. J.L. GUYADER, Tél : 04.72.43.80.80)� Génie Civil : Sols, matériaux, structures, physique du bâtiment

(Pr. P. LAREAL, Tél : 04.72.43.82.16)� Mécanique (Pr. G. DALMAZ, Tél : 04.72.43.83.03)� Thermique et Energétique (Pr. M. LALLEMAND, Tél : 04.72.43.81.54)

¾ ELECTRONIQUE, ELECTROTECHNIQUE, AUTOMATIQUE (EEA)INSAL - ECL – UCB. Lyon1 – Univ. de Saint-Etienne

Responsable : Professeur G. GIMENEZ, INSAL (Tél : 04.72.43.83.32)

Formations doctorales associées :� Acoustique (Pr. J.L. GUYADER, Tél : 04.72.43.80.80)� Automatique Industrielle (Pr. SCAVARDA, Tél : 04.72.43.83.41)� Dispositifs de l’électronique intégrée (Pr. P. PINARD, Tél : 04.72.43.80.79)� Génie biologique et médical (Pr. I MAGNIN, Tél : 04.72.43.85.63)� Génie électrique (Pr. J.P. CHANTE, Tél : 04.72.43.87.26)� Signal, Image, Parole (Pr. G. GIMENEZ, Tél : 04.72.43.83.32)

¾ ECOLE DOCTORALE INTERDISCIPLINAIRE SCIENCES-SANTE (EDISS)INSAL – UCB Lyon1 – Univ. de Saint-Etienne – Univ. Aix-Marseille2

Responsable : Professeur A. COZZONE, CNRS-Lyon (Tél 04.72.72.26.75)

Formations doctorales associées :� Biochimie (Pr. M. LAGARDE, Tél : 04.72.43.82.40)� Génie biologique et médical (Pr. I. MAGNIN, Tél : 04.72.43.85.63)

INSA de LYONDépartement des Etudes Doctorales

AUTRES FORMATIONS DOCTORALES

¾ ANALYSE ET MODELISATION DES SYSTEMES BIOLOGIQUE

Responsable : Professeur S. GRENIER, INSALTél : 04.72.43.83.56

¾ CHIMIE INORGANIQUE

Responsable : Professeur P. GONNARD, INSALTél : 04.72.43.81.58

¾ CONCEPTION EN BATIMENT ET TECHNIQUE URBAINES

Responsable : Professeur M. MIRAMOND, INSALTél : 04.72.43.82.09

¾ DEA I NFORMATIQUE DE LYONResponsable : Professeur J.M. JOLION, INSALTél : 04.72.43.87.59

¾ PRODUCTIQUE : ORGANISATION ECONOMIQUE ET GENIE INFORMATIQUE POUR L ’ENTREPRISE

Responsable : Professeur J. FAVREL, INSALTél : 04.72.43.83.63

¾ SCIENCES ET TECHNIQUES DU DECHET

Responsable : Professeur P. MOSZKOWICZ, INSALTél : 04.72.43.83.45

Janvier 1998Institut National des Sciences Appliquées de Lyon

Directeur : J. Rochat

Professeurs S. AUDISIO PHYSICOCHIMIE INDUSTRIELLEJ.C. BABOUX GEMPPM*B. BALLAND PHYSIQUE DE LA MATIERED. BARBIER PHYSIQUE DE LA MATIEREG. BAYADA MODELISATION MATHEMATIQUE ET CALCUL SCIENTIFIQUEC. BERGER (Mlle) PHYSIQUE DE LA MATIEREM. BETEMPS AUTOMATIQUE INDUSTRIELLEJ.M. BLANCHARD LAEPSI**C. BOISSON VIBRATIONS ACOUSTIQUESM. BOIVIN MECANIQUE DES SOLIDESH. BOTTA EQUIPE DEVELOPPEMENT URBAING. BOULAYE INFORMATIQUEJ. BRAU CENTRE DE THERMIQUEM. BRISSAUD GENIE ELECTRIQUE ET FERROELECTRICITEM. BRUNET MECANIQUE DES SOLIDESJ.C. BUREAU THERMODYNAMIQUE APPLIQUEEJ.Y. CAVAILLE GEMPPM*J.P. CHANTE COMPOSANTS DE PUISSANCE ET APPLICATIONSB. CHOCAT UNITE DE RECHERCHE EN GENIE CIVILB. CLAUDEL LAEPSI**M. COUSIN UNITE DE RECHERCHE EN GENIE CIVILM. DIOT THERMODYNAMIQUE APPLIQUEEA. DOUTHEAU CHIMIE ORGANIQUER. DUFOUR MECANIQUE DES STRUCTURESJ.C. DUPUY PHYSIQUE DE LA MATIEREH. EMPTOZ RECONNAISSANCE DES FORMES ET VISIONC. ESNOUF GEMPPM*L. EYRAUD (Prof. Émérite) GENIE ELECTRIQUE ET FERROELECTRICITEG. FANTOZZI GEMPPM*M. FAYET MECANIQUE DES SOLIDESJ. FAVREL GROUPE DE RECHERCHE EN PRODUCTIQUE ET INFORMATIQUE

DES SYSTEMES MANUFACTURIERSG. FERRARIS-BESSO MECANIQUE DES STRUCTURESY. FETIVEAU GENIE ELECTRIQUE ET FERROELECTRICITEL. FLAMAND MECANIQUE DES CONTACTSP. FLEISCHMANN GEMPPM*A. FLORY INGENIERIE DES SYSTEMES D'INFORMATIONR. FOUGERES GEMPPM*F. FOUQUET GEMPPM*L. FRECON INFORMATIQUER. GAUTHIER PHYSIQUE DE LA MATIEREM. GERY CENTRE DE THERMIQUEG. GIMENEZ CREATIS***P. GOBIN (Prof. émérite) GEMPPM*P. GONNARD GENIE ELECTRIQUE ET FERROELECTRICITEM. GONTRAND COMPOSANTS DE PUISSANCE ET APPLICATIONSR. GOUTTE (Prof. Émérite) CREATIS***G. GRANGE GENIE ELECTRIQUE ET FERROELECTRICITEG. GUENIN GEMPPM*M. GUICHARDANT BIOCHIMIE ET PARMACOLOGIEG. GUILLOT PHYSIQUE DE LA MATIEREA. GUINET GROUPE DE RECHERCHE EN PRODUCTIQUE ET INFORMATIQUE

DES SYSTEMES MANUFACTURIERSJ.L. GUYADER VIBRATIONS ACOUSTIQUESJ.P. GUYOMAR GENIE ELECTRIQUE ET FERROELECTRICITEJ.M. JOLION RECONNAISSANCE DES FORMES ET VISIONJ.F. JULLIEN UNITE DE RECHERCHE EN GENIE CIVILA. JUTARD AUTOMATIQUE INDUSTRIELLER. KASTNER UNITE DE RECHERCHE EN GENIE CIVILH. KLEIMANN GENIE ELECTRIQUE ET FERROELECTRICITEJ. KOULOUMDJIAN INGENIERIE DES SYSTEMES D'INFORMATIONM. LAGARDE BIOCHIMIE ET PARMACOLOGIEM. LALANNE MECANIQUE DES STRUCTURESA. LALLEMAND CENTRE DE THERMIQUEM. LALLEMAND (Mme) CENTRE DE THERMIQUEP. LAREAL UNITE DE RECHERCHE EN GENIE CIVILA. LAUGIER PHYSIQUE DE LA MATIERECh. LAUGIER BIOCHIMIE ET PARMACOLOGIEP. LEJEUNE GENETIQUE MOLECULAIRE DES MICROORGANISMES

A. LUBRECHT MECANIQUE DES CONTACTSY. MARTINEZ INGENIERIE DES SYSTEMES D'INFORMATIONH. MAZILLE PHYSICOCHIMIE INDUSTRIELLEP. MERLE GEMPPM*J. MERLIN GEMPPM*J.P. MILLET PHYSICOCHIMIE INDUSTRIELLEM. MIRAMOND UNITE DE RECHERCHE EN GENIE CIVILN. MONGEREAU (Prof. Émérite) UNITE DE RECHERCHE EN GENIE CIVILR. MOREL MECANIQUE DES FLUIDESP. MOSZKOWICZ LAEPSI**P. NARDON BIOLOGIE APPLIQUEEA. NAVARRO LAEPSI**A. NOURI (Mme) MODELISATION MATHEMATIQUE ET CALCUL SCIENTIFIQUEM. OTTERBEIN LAEPSI**J.P. PASCAULT MATERIAUX MACROMOLECULAIRESG. PAVIC VIBRATIONS ACOUSTIQUESJ. PERA UNITE DE RECHERCHE EN GENIE CIVILG. PERRACHON THERMODYNAMIQUE APPLIQUEEJ. PEREZ (Prof. Émérite) GEMPPM*P. PINARD PHYSIQUE DE LA MATIEREJ.M. PINON INGENIERIE DES SYSTEMES D'INFORMATIOND. PLAY CONCEPTION ET ANALYSE DES SYSTEMES MECANIQUESJ. POUSIN MODELISATION MATHEMATIQUE ET CALCUL SCIENTIFIQUEP. PREVOT GROUPE DE RECHERCHE EN APPRENTISSAGE, COOPERATION

ET INTERFACES MULTIMODALESR. PROST CREATIS***M. RAYNAUD CENTRE DE THERMIQUEJ.M. REYNOUARD UNITE DE RECHERCHE EN GENIE CIVILE. RIEUTORD (Porf. Émérite) MECANIQUE DES FLUIDESJ. ROBERT-BAUDOUY (Mme) GENETIQUE MOLECULAIRE DES MICROORGANISMESD. ROUBY GEMPPM*P. RUBEL INGENIERIE DES SYSTEMES D'INFORMATIONC. RUMELHART MECANIQUE DES SOLIDESJ.F. SACADURA CENTRE DE THERMIQUEH. SAUTEREAU MATERIAUX MACROMOLECULAIRESS. SCARVARDA AUTOMATIQUE INDUSTRIELLED. THOMASSET AUTOMATIQUE INDUSTRIELLEM. TROCCAZ GENIE ELECTRIQUE ET FERROELECTRICITER. UNTERREINER CREATIS***J. VERON LAEPSI**G. VIGIER GEMPPM*A. VINCENT GEMPPM*P. VUILLERMOZ PHYSIQUE DE LA MATIERE

Directeurs de recherche C.N.R.S.Y. BERTHIER MECANIQUE DES CONTACTSP. CLAUDY THERMODYNAMIQUE APPLIQUEEN. COTTE-PATTAT (Mme) GENETIQUE MOLECULAIRE DES MICROORGANISMESP. FRANCIOSI GEMPMMJ.F. GERARD MATERIAUX MACROMOLECULAIRESM.A. MANDRAND (Mme) GENETIQUE MOLECULAIRE DES MICROORGANISMESJ.F. QUINSON GEMPMMA. ROCHE MATERIAUX MACROMOLECULAIRES

Directeurs de recherche I.N.R.A.G. BONNOT BIOLOGIE APPLIQUEEG. FEBVAY BIOLOGIE APPLIQUEES. GRENIER BIOLOGIE APPLIQUEEY. MENEZO BIOLOGIE APPLIQUEE

Directeurs de recherche I.N.S.E.R.M.A.F. PRINGENT (Mme) BIOCHIMIE ET PHARMACOLOGIEI. MAGNIN (Mme) CREATIS***

GEMPMM* : Groupe d'etude metallurgie physique et physique des matériauxLAEPSI** : Laboratoire d'analyse environnementale des procédés et systèmes industrielsCREATIS*** : Centre de recherche et d'applications en traitement de l'image et du signal

Sommaire

6

RÉSUMÉ 11

LEXIQUE 13

INTRODUCTION 16

1 : CONTEXTE DE LA RECHERCHE 19

1.1 : La problématique de l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial 19

1.2 : Les spécificités du sol urbain 22

1.3 : Les enjeux et les difficultés de la pluridisciplinarité 24

1.4 : Les notions de modélisation et d’échelle 26

1.4.1 : La modélisation 26

1.4.2 : Les échelles spatiales 26

L’échelle moléculaire : 27

L’échelle microscopique : 27

L’échelle macroscopique : 27

L’échelle mégascopique : 28

1.4.3 : Echelles temporelles 29

Echelle événementielle et inter-événementielle 29

Echelle annuelle 30

Echelle du vieillissement d’un ouvrage 30

Echelle des variations d’ordre structurel 31

1.4.4 : Le changement d’échelle 32

1.5 : Conclusion 36

2 : LES POLLUANTS LIÉS À L’INFILTRATION DES EAUX PLUVIALES 37

2.1 : Introduction 37

2.2 : Les Substances inorganiques 38

2.2.1 : Les éléments traces 38

Plomb 38

Cadmium 41

Zinc 43

Cuivre 44

Sommaire

7

2.2.2 : Les nutriments (azote, phosphore) et les sels 45

Produits azotés 47

Produits phosphatés 49

Les sels 50

2.3 : Les substances organiques : les hydrocarbures et produits dérivés 53

2.3.1 : Les hydrocarbures aliphatiques 54

2.3.2 : Les hydrocarbures aromatiques ou arènes 54

2.3.3 : Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) 55

2.3.4 : Les composés organo-halogénés volatils et non volatils 58

2.3.5 : Phénols, phtalates et dérivés 61

2.3.6 : PCB, Dioxine 61

2.4 : Les microorganismes pathogènes 63

2.4.1 : Les virus 63

2.4.2 : Les bactéries : 66

2.5 : Conclusion 70

3 : LES PROCESSUS LIÉS À L’INFILTRATION DES EAUX PLUVIALES ET

AU TRANSFERT DES POLLUANTS ASSOCIÉS 72


3.2 : Processus physiques 73

3.2.1 : Percolation 73

3.2.2 : Lixiviation 80

3.2.3 : Diffusion 81

3.2.4 : Lessivage 82

3.2.5 : Filtration mécanique 84

3.2.6 : Décantation 85

3.2.7 : Volatilisation 85

3.3 : Processus Physico-chimiques 88

3.3.1 : Précipitation 91

3.3.2 : Sorption 91

Adsorption non spécifique 91

Adsorption spécifique 91

Coprécipitation 92

Chélation - complexation 93

La sorption de manière générale 93

Sommaire

8

3.4 : Processus chimiques 98

3.4.1 : Photolyse 98

3.4.2 : Hydrolyse 98

3.5 : Processus biochimiques 100

3.5.1 : Oxydoréduction 100

3.6 : Processus biologiques 102

3.6.1 : Rétention biologique des polluants 103

3.6.2 : Transformation des composés inorganiques 103

Nitrification - Dénitrification 103

Transformation du phosphore 104

Transformation des métaux 104

3.6.3 : Transformation des composés organiques 104

Biodégradation 104

Cométabolisme 105

Transformation non enzymatique 105

Photosynthèse - Respiration 105

Bioaccumulation et bioamplification 106

3.7 : Processus biophysiques 107

3.7.1 : Broyage 107

3.7.2 : Aération 107

3.8 : Conclusion 108

4 : LES INTERACTIONS ENTRE LES POLLUANTS ET LES

PROCESSUS : EXTRACTION DES PRINCIPAUX PARAMÈTRES 112


4.2 : Les interactions entre les polluants 113

4.2.1 : Interactions entre les métaux lourds 113

4.2.2 : Interactions entre les métaux lourds et les produits azotés 113

4.2.3 : Interactions entre les métaux lourds et les produits phosphatés 113

4.2.4 : Interactions entre les métaux lourds et les sels 114

4.2.5 : Interactions entre les métaux lourds et les composés organiques 114

4.2.6 : Interactions entre les métaux lourds et les microorganismes pathogènes 115

4.2.7 : Interactions entre les produits azotés et phosphorés 115

4.2.8 : Interactions entre les produits azotés et les sels 116

4.2.9 : Interactions entre les produits azotés et les bactéries. 116

Sommaire

9

4.2.10 : Interactions entre les polluants organiques 116

4.2.11 : Conclusion 117

4.3 : Les interactions entre les processus 119

4.3.1 : Interaction des processus physiques (percolation, lessivage, lixiviation) entre eux et avec les

autres processus 119

4.3.2 : Interaction des processus physico-chimiques (précipitation, adsorption spécifique et non

spécifique, chélation, coprécipitation) entre eux et avec les autres processus 119


4.4 : Importance des différents processus sur le transfert des polluants 122

4.4.1 : Le transport et la rétention des métaux lourds dans le sol 122

4.4.2 : Le transport et la rétention des produits azotés et des sels 125

4.4.3 : Le transport et la rétention des produits phosphatés 125

4.4.4 : Le transport et la rétention des substances organiques 126

4.4.5 : Le transport et la rétention des microorganismes pathogènes 127


4.5 : Les paramètres principaux 129

4.5.1 : La vitesse d’infiltration : conductivité hydraulique et courbe de répartition vélocimétrique 129

4.5.2 : La teneur en eau, le potentiel de pression hydraulique 135

4.5.3 : Le pH 137

4.5.4 : L’Eh 139

4.5.5 : La teneur en matière organique 140

4.5.6 : La teneur en argile 141

4.5.7 : La granulométrie et la porosité 142

4.5.8 : La CEC 142

4.5.9 : La température 143

4.5.10 : L’activité biologique et le taux d’oxygène 146


4.6 : Conclusion 151

5 : APPROCHE DE L’INFILTRATION À L’ÉCHELLE D’UN OUVRAGE 152

5.1 : Choix d’un ouvrage 152

5.2 : Echelle spatiale associée 153

5.3 : Echelle temporelle 155

5.4 : Modélisation du fonctionnement du sol aux échelles mégascopique et du vieillissement de

Sommaire

10

l’ouvrage 158

5.4.1 : Hypothèses de fonctionnement et paramètres représentatifs 158

La courbe de répartition vélocimétrique de l’infiltration 158

Granulométrie, porosité 159

pH 159

Eh 159

Teneur en matière organique 160

Teneur en argile 160

Capacité d’échange de cations 160

Température 161

Activité biologique 161

Conclusion 161

5.4.2 : Représentation spatiale du sol 161

5.4.4 : Confrontation du modèle à l’observation : suivi expérimental 167

- La couche colmatée : 6 mailles maximum 167

- La couche intermédiaire : 4 mailles 167

- Au niveau du géotextile : 1 maille 168

- Le sol sous-jacent : 2 mailles 168

Ce qui peut perturber la mesure 170

5.4.5 : Limites du modèle 170

5.5 Conclusion 172

CONCLUSION ET PERSPECTIVES 173

RÉFÉRENCES BIBLIOGRAPHIQUES 176

ANNEXES 192

Résumé

11

Résumé

L’infiltration des eaux de ruissellement pluvial apparaît aujourd’hui comme une politique

d’assainissement complémentaire ou alternative à l’évacuation par un réseau de drainage

gravitaire.

L’objectif de ce travail est de fournir un cadre permettant de représenter le transfert des

polluants associés à l’infiltration de ces eaux, phénomène régi par divers processus physiques,

chimiques et biologiques.

Une recherche bibliographique nous a permis d’une part, de spécifier la pollution des rejets

pluviaux urbains, et d’autre part, d’identifier les différents processus possibles qu’ils subissent

ou qu’ils induisent au cours de leur infiltration dans le sol.

Nous avons pu remarquer que l’expérimentation dans ce domaine requiert certains

compléments aussi bien à l’échelle de la colonne de laboratoire pour étudier les interactions

entre plusieurs polluants et plusieurs processus, qu’à l’échelle du terrain pour mieux

caractériser l’hétérogénéité du sol et l’intégration des différents phénomènes élémentaires.

Toutefois, à partir des connaissances disponibles à ces échelles et dans divers domaines

scientifiques, nous avons identifié des paramètres prépondérants qui semblent régir le transfert

de polluants.

Nous avons construit une représentation du sol sous-jacent à un ouvrage d’infiltration des eaux

de ruissellement et proposé un cadre expérimental à la fois pour valider notre modèle et pour

l’enrichir.

Résumé

12

Abstract

Stormwater run-off infiltration now appears as a supplementary or alternative strategy to

gravitational drainage systems.

The present study sought to draw up a framework to represent pollutant transfer in such

infiltration, this phenomenon being governed by various physical, chemical and biological

processes.

Study of the literature was able on the one hand to specify urban stormwater run-off pollution,

and, on the other, to identify the various possible processes undergone or induced during

infiltration in the soil.

It was noted that experimentation in this area requires certain extra input, whether, at laboratory

level, for studying interactions effects between several pollutants and several processes, or, in

the field, for a better account of soil heterogeneity and of integration of various elementary

phenomena.

Nevertheless, the state of knowledge regarding these levels and various scientific areas made it

possible to identify the main parameters seeming to govern pollutant transfer.

A representation was drawn up of the soil underlying a stormwater run-off infiltration system,

and a experimental framework proposed both to validate and to enhance the present model.

Introduction

13

Lexique

Absorption : incorporation d’une substance à l’intérieur d’un organisme ou d’un milieu.

Acides humiques et fulviques : acides organiques issus de la biodégradation de la matière organiquevégétale (lignine et cellulose) par les bactéries.

Adsorption : phénomène par lequel une substance se fixe à la surface d’un solide.

Aérobie : transformation chimique ou biologique se produisant en présence d’oxygène ; se dit desorganismes utilisant l’oxygène comme accepteur d’électrons respiratoires.

Anaérobie : transformation chimique ou biologique se produisant en absence d’oxygène.

Anoxie : absence d’oxygène dans un milieu.

Autotrophe : se dit des organismes dont la source de carbone est inorganique, par opposition àhétérotrophe.

Bioaccumulation : processus de concentration croissante de substances dans les tissus des organismes lelong de la chaîne alimentaire.

Biodisponibilité : capacité des substances chimiques à migrer vers le compartiment biologique d’unmilieu.

Cancérigène, Cancérogène : se dit des agents physiques, chimiques ou biologiques qui peuventprovoquer le cancer.

Capacité au champ : capacité d’un sol à retenir l’eau lorsque les forces de gravité et capillairess’équilibrent.

Charge hydraulique totale : résultante de la charge de pression (voir potentiel de pression) et de la chargede gravité.

Chélate : association d’un métal et d’une substance organique par liaison covalente.

Chimiotrophe : caractérise les organismes qui puisent leur énergie respiratoire dans la transformationexothermique des substances chimique, par opposition à phototrophe.

Colloïde : association de plusieurs particules formant une grosse molécule et qui généralement représenteune phase intermédiaire entre les phases dissoute et particulaire.

Complexe : résultat de l’association d’un ion et de plusieurs atomes conférant à la substance ainsi formée,des propriétés physico-chimiques différentes de l’ion initial.

Conductivité hydraulique : paramètre qui caractérise l’infiltration d’un fluide dans un milieu poreux,associé à la loi de Darcy et représentant un débit infiltré par unité de surface et exprimé en m/s.

Cyanobactérie ou algue bleue : bactérie unicellulaire, pouvant former des filaments pluricellulaires, decouleur bleu vert qui pratique la photosynthèse.

Dispersion hydrodynamique : phénomène de diffusion lié à l’hétérogénéité des vitesses de circulation del’eau à travers un milieu poreux.

DL50 : dose pour laquelle un produit polluant provoque 50 % de mortalité après un temps d’expositiondonné.

Edaphique : se dit des facteurs du sol qui ont une influence sur la répartition des êtres vivants(température, pH ...).

Eucaryotes : se dit des espèces vivants dont la ou les cellules ont une membrane nucléaire séparant lenoyau du cytoplasme, par opposition à procaryote.

Introduction

14

Géotextile : textile synthétique perméable servant généralement à deux couches de matériaux.

Hétérotrophe : se dit des organismes qui utilisent des substances organiques comme source de carbone.

Hystérésis (ou hystérèse) : comportement d’un objet ou relation qui dépend de ses états antérieurs ; parexemple, la relation entre la pression matricielle et la teneur en eau. Celle-ci est non univoque et dépenddonc du sens de variation (croissance ou décroissance) de θ.

Isotherme d’adsorption : relation entre la fraction d’un composé chimique adsorbé et celle encorecontenue dans la solution de sol, déterminée à température constante.

Isotonie : équilibre moléculaire de deux solutions qui ont la même pression osmotique.

Lessivage : transport convectif de particules ou de colloïdes par la solution de sol.

Liaison covalente : résultat de la mise en commun d’un doublet d’électron.

Liaison de coordination : liaison covalente où les deux électrons sont fournis par le même ion.

Liaison électrostatique ou ionique : résultat de l’attraction de deux particules de charges opposées.

Ligand : molécules mise en jeu lors de la formation d’un complexe.

Lithotrophe : caractéristique des organismes qui utilisent une substance minérale (NH4+, NO2

-, H2S, ...)comme source d’électron, par opposition à organotrophe.

Lixiviation : transport convectif de particules dissoutes par la solution de sol.

Microorganisme : être vivant microscopique tel que les virus, les bactéries, les champignons et lesprotistes, et qui jouent un rôle essentiel dans les cycles écologiques.

Mobilité : capacité des substances chimiques à être transférées vers et par la solution de sol.

Mutagène : susceptible de provoquer des mutations chez les êtres vivants.

Nitratation : transformation des nitrites (NO2-) en nitrates (NO3

2-).

Nitrification : transformation de l’ammonium (NH4+) en nitrate (NO3

2-).

Nitritation : transformation de l’ammonium (NH4+) en nitrite (NO2

-).

Organotrophe : caractérise les organismes qui utilisent une substance organique comme sourced’électrons, par opposition à lithotrophe.

Oxydation : réaction chimique par laquelle une substance incorpore un oxygène ou perd un hydrogène oude manière générale un électron.

Pathogène : qui peut provoquer une maladie.

Percolation : mouvement de l’eau dans un milieu poreux sous le seul effet de la gravité.

Perméabilité : aptitude d’un milieu, généralement poreux, à laisser s’écouler un fluide.

Phototrophe : caractérise les organismes qui puisent leur énergie de la lumière, par opposition àchimiotrophe.

Porosité : rapport du volume des vides constituant le sol au volume total.

Potentiel de pression : charge représentant la pression que supporte l’eau en un point du sol, négatiflorsqu’il existe un phénomène de succion (milieu non saturé), positif lorsque ce point est surmonté d’unecolonne d’eau (zone saturée).

Potentiel zéta : caractérise la charge d’une particule, donnant une indication de la stabilité d’unesuspension ou d’une émulsion face notamment au phénomène de floculation et à la formation de

Introduction

15

colloïdes.

Pouvoir tampon : capacité d’un sol à maintenir un pH constant, le plus souvent par un équilibre descarbonates.

Précipitation : apparition d’un composé solide dans une solution.

Procaryote : se dit des espèces vivants dont la ou les cellules sont composées d’un vrai noyau, paropposition à eucaryote.

Protiste : eucaryote unicellulaire, c’est à dire organisme unicellulaire à noyau distinct.

Réduction : réaction inverse de l’oxydation, réaction par laquelle une substance incorpore un hydrogèneou un électron ou perd un oxygène.

Spéciation : méthode par laquelle il est possible d’identifier les différentes espèces chimique en présence,ou de déterminer le type de liaison mise en cause dans la formation d’un composé chimique.

Tératogène : qui peut produire des malformations congénitales.

Tortuosité : rapport moyen de la longueur du cheminement réel parcouru entre deux points et la distancerectiligne qui les sépare.

Toxicité : rapport de la quantité d’une substance provoquant la mort d’un organisme vivant à la masse decet organisme.

Traceur : se dit d’une substance très peu réactive, que l’on suppose circuler dans le sol à la même vitesseque l’eau et qui sert parfois à la détermination de celle-ci.

Chapitre 1 : Contexte de la recherche

16

Introduction

Les eaux de ruissellement pluvial qui lessivent les surfaces urbaines peuvent constituer une

source ou un vecteur de pollution pour le sol, et parfois même pour les eaux souterraines. Des

techniques dites « alternatives », et plus particulièrement les techniques d’infiltration ont été

conçues afin de pallier la surcharge des réseaux d’assainissement et leurs dysfonctionnements

de plus en plus fréquents, mais aussi comme un moyen d’équiper des zones urbanisées loin de

tout exutoire naturel ou artificiel de surface. D’un point de vue quantitatif, elles assument

pleinement leur rôle et depuis quelques dizaines d’années leur fonctionnement est relativement

bien caractérisé (loi de vidange, ...). En revanche, puisqu’elles reçoivent des eaux chargées

d’une pollution spécifique, la question de l’impact sur le sol et sur les eaux souterraines des

transferts éventuels de polluants se pose de manière préoccupante. Pour y répondre il est donc

nécessaire d’étudier et de comprendre le fonctionnement du sol.

La complexité à la fois des apports, sous forme de flux pollués issus du ruissellement pluvial, et

du milieu récepteur que représente le sol fait surgir un grand nombre de difficultés.

De nombreuses recherches sont poursuivies afin de cerner un peu mieux le fonctionnement du

sol, mais la plupart d’entre elles sont restées sectorielles et n’ont qu’une vision

monodisciplinaire du problème. Au sein même d’un domaine scientifique, voire même d’une

discipline, il peut exister plusieurs approches et représentations qui ne sont pas toujours

compatibles entre elles. La disparité des connaissances et des compétences rend nécessaire la

construction d’un cadre commun de représentation de la problématique d’infiltration des eaux

de ruissellement pluvial.

Notre objectif est de fournir ce cadre, permettant la compilation et la confrontation des

connaissances que l’on a du sol du point de vue de l’hydrologie, de la chimie et de la biologie.

Ceci constitue alors la première étape d’une représentation globale et pluridisciplinaire du

fonctionnement du sol urbain soumis à l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial.

Nous commencerons tout d’abord par une étude des polluants qui peuvent être rencontrés dans

les eaux de ruissellement pluvial et dont la présence peut nuire à la qualité du sol et des eaux

souterraines. La liste que nous avons élaborée est forcément non exhaustive mais illustre les

caractéristiques de chaque substance ainsi que son comportement le plus courant.

Ces polluants constituent ici les apports à notre système : le sol récepteur soumis à l’infiltration


17

des eaux de ruissellement. Notre but est de construire un cadre d’étude permettant de cerner les

réponses de ce système « sol », une recherche des processus identifiés comme pouvant

influencer la dynamique du transfert des polluants dans ce sol a été nécessaire. Elle montre que

la pluridisciplinarité est le maître mot lorsque l’on parle du fonctionnement du sol. La

physique, la chimie et la biologie interviennent simultanément alors que ces différents champs

scientifiques sont très souvent étudiées de manière cloisonnée, ce qui ne permet qu’un transfert

modéré des connaissances et des compétences de chacun.

L’analyse des résultats obtenus dans ces différents domaines a permis d’extraire un certain

nombre de paramètres qui jouent un rôle prépondérant dans la migration, la rétention ou la

transformation des substances dans le sol. Ces paramètres proviennent principalement des

représentations des processus observés à une petite échelle, bien plus petite que celle d’un

ouvrage d’infiltration.

L’approche faite à petite échelle, et généralement associée à une échelle de temps courte, nous

a servi à extraire les paramètres représentatifs du transfert des polluants dans un sol urbain

soumis à l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial. Il sera alors nécessaire de vérifier à

plus grande échelle et à plus long terme la réelle prépondérance ou importance de ces

paramètres.

L’étude de la variabilité dans le temps et selon la profondeur de ces paramètres nous a permis

de construire une représentation du fonctionnement du sol à l’échelle d’un ouvrage et de son

vieillissement. Celle-ci a nécessité la conception d’une nouvelle représentation de la cinétique

d’infiltration à cette l’échelle.

Il est envisagé pour valider le modèle que nous proposons d’effectuer un suivi des paramètres et

des masses de polluants retenus sur une longue période afin de pouvoir infirmer ou confirmer

leur importance. La fonction de transfert associant les apports et les masses retenues par le sol

devrait utiliser ces paramètres et permettre, par conséquent, de présumer des masses de

polluants qui migrent à travers le sol.

L’organisation de ce mémoire est la suivante.

Le chapitre 1 replace notre travail dans son contexte, à savoir l’étude de l’infiltration des eaux

de ruissellement pluvial dans un sol urbain. Cela nécessite une organisation des connaissances

acquises dans divers champs pluridisciplinaires et à plusieurs échelles spatio-temporelles, ainsi

que la prise en compte de l’hétérogénéité et du caractère complexe du sol.


18

Le chapitre 2 s’attache à identifier les polluants spécifiques des rejets pluviaux urbains, ainsi

qu’à présenter leur impact écotoxicologique possible ainsi que leur comportement probable

dans le sol.

Le chapitre 3 décrit les processus élémentaires que les précédents polluants peuvent induire ou

subir dans le sol, aux différentes échelles spatiales où ils ont pu être observés ou représentés.

Le chapitre 4 consiste en l’extraction et la construction de paramètres prépondérants dans le

fonctionnement du sol à l’échelle d’un ouvrage.

Le chapitre 5 est dédié à la construction d’un modèle permettant de représenter le

fonctionnement du sol à l’échelle du vieillissement d’un bassin d’infiltration. Le sol est alors

discrétisé selon la profondeur en couches de comportement homogène. Le cadre d’un suivi

expérimental des paramètres et des masses de polluants retenus est également proposé pour

permettre une validation du modèle.


19

1 : Contexte de la recherche

�� /D SUREOpPDWLTXH GH O·LQILOWUDWLRQ GHV HDX[ GH UXLVVHOOHPHQW SOXYLDO

Longtemps, la politique mise en œuvre pour l’assainissement des villes a consisté

essentiellement à évacuer les eaux usées et pluviales le plus rapidement et le plus loin possible

des zones urbaines. Le concept de base de cette politique, qui remonte au 19ième siècle, était le

tout-à-l’égout. Les villes se sont ainsi dotées de réseaux unitaires de collecte des eaux usées et

pluviales puis de réseaux séparatifs.

Or, l’urbanisation croissante engendre une augmentation des volumes à transporter et des débits

ayant pour conséquence une sollicitation de plus en plus forte du réseau et des stations

d’épuration, d’une part parce que l’exutoire reste le même pour un réseau qui continue de

croître, et d’autre part, parce que les surfaces imperméabilisées ne cessent d’augmenter

produisant ainsi du ruissellement. Aujourd’hui, ce système a atteint ses limites, les

dysfonctionnements sont fréquents (inondations des villes, pollutions des milieux récepteurs).

L’accroissement des surfaces imperméables a un autre impact : la diminution de l’infiltration

naturelle des eaux. Le cycle de l’eau est donc modifié et la recharge naturelle des nappes

souterraines en est diminuée.

L’action, palliative aux effets de l’urbanisation, consiste à favoriser l’infiltration des eaux

pluviales le plus en amont possible afin de réduire les rejets par les déversoirs d’orage et de

favoriser en même temps la recharge des eaux souterraines. Ces techniques d’infiltration

intentionnelle sont aussi utilisées comme un mode de drainage à part entière permettant

l’urbanisation de zones qui ne présentent pas, à proximité, d’exutoire de surface, qu’il soit

naturel (ruisseau) ou artificiel (réseaux).

Les eaux de ruissellement pluvial présentent des polluants spécifiques au milieu urbain qu’il

convient de surveiller afin de quantifier l’impact écologique qu’elles peuvent provoquer sur le

patrimoine que représente le sol et les nappes. La figure 1.1 illustre la problématique de

l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial.


20

ré se a ux sa turé s

a ugm e nta tion de s f lux ru isse lé s

dim inution de la re c ha rge de s nappe s

Im p a c t e nv iron n e m e n ta l

su r le so l e t le s e a u x sou te r r a in e s

In filtra tio n

A ugm e nta tionde s surfa c e s

im pe rm é a bilisé e s

a ugm e nta tionde la pollution

dim inution de la qua lité de s e a ux

soute rra ine s

Urbanis ation crois s an te

S o lu tio n e n v isagé e

S o lu tio n e n v isagé e

Figure 1.1 : Représentation schématique de la problématique

de l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial

Les eaux de ruissellement pluvial contiennent de nombreux polluants, parfois à de très faibles

concentrations qui peuvent être dommageables pour la qualité du sol et des eaux souterraines

par l’importance des volumes et des débits qu’elles représentent.

Les eaux de pluie lessivent l’atmosphère, puis les surfaces urbaines sous forme d’eaux de

ruissellement, et se chargent donc d’une pollution spécifique. Les principaux polluants qu’elles

contiennent sont les métaux lourds et les hydrocarbures. L’étude de l’infiltration de ces eaux et

des transferts de polluants associés doit pourtant être complétée par la prise en compte d’un

ensemble de substances présentant un risque d’accumulation ou dont la présence peut modifier

le comportement du milieu récepteur.

Le sol récepteur est un milieu complexe de par son hétérogénéité structurale et texturale.

L’étude de son fonctionnement global est d’autant plus problématique que le sol est souvent

mal caractérisé (soit parce qu’il est représenté par des paramètres mal adaptés, soit parce que

ces paramètres sont mal appréhendés). Les carottages qui peuvent y être effectués et les


21

échantillons qui y sont prélevés sont souvent peu représentatifs de l’ensemble plus vaste de

l’espace considéré.

Le sol récepteur peut agir à la fois comme un puits et comme une source de polluants. Son

fonctionnement global inclut de nombreux processus faisant intervenir plusieurs champs

scientifiques et plus particulièrement, en ce qui nous concerne, la physique par l’intermédiaire

de l’hydraulique, de la chimie et de la biologie. Au sein même d’un champ disciplinaire, le

comportement du sol s’avère souvent difficile à appréhender du fait de la complexité des

interactions entre la matrice solide du sol et l’eau qui s’infiltre, ou entre les différentes

substances [Vauclin, 1993].

De plus, chacun des champs disciplinaires concernés possède ses propres modes de

représentation à des échelles spatio-temporelles spécifiques.

La science du sol s’interroge depuis longtemps sur la genèse, le fonctionnement et l’évolution

du sol en réponse à des préoccupations sociales très fortes notamment en matière de fertilité des

zones agricoles et de protection des ressources en eaux [Sposito, 1998]. Elle est par nature

pluridisciplinaire puisqu’elle est censée intégrer les connaissances issues de la physique, de la

chimie, de la biologie, de la géographie, de la géologie, et de bien d’autres. Mais comme le

soulignent eux même les spécialistes de la science du sol tel que Queiroz Neto (1998), « à

l’exception de quelques Groupes de Travail », cette science « se voue presque exclusivement à

l’étude des sols agricoles ».


22

�� /HV VSpFLILFLWpV GX VRO XUEDLQ

Le sol urbain peut être considéré de diverses manières selon la personne qui s’y intéresse.

Il est pour les historiens et les archéologues le résultat et le témoin de l’activité humaine de

plusieurs siècles, parfois même de plusieurs millénaires. Plus celle-ci est dense et diversifiée

plus il s’y dépose les restes, les déchets, les poussières, et des traces « anthropiques »

[Guillerme, 1998], [Barles, 1995], [Barles, 1993]. Le terme sol est alors entendu à la fois

comme la surface et comme l’ensemble des couches qui résultent de la présence humaine.

L’accumulation de ces dépôts contribue à l’exhaussement du sol, son épaisseur peut alors

atteindre 6 à 10 mètres [Galinié, 1998].

Le pédologue, quant à lui, conçoit le sol comme le résultat de l’évolution naturelle de la roche

mère [Duchaufour, 1995], son champ d’application est généralement le milieu naturel ou

agricole et les connaissances acquises sont parfois difficilement transposables au contexte

urbain.

Du point de vue des techniciens du génie civil ou du génie urbain, le sol est le support de

nombreux réseaux ainsi que des fondations des bâtiments et des ouvrages. Il est également un

milieu d’où est extraite la matière première (carrière, eaux souterraines) et où sont évacués les

déchets solides ou liquides (décharges, puits perdus...).

Dans notre cas, le sol est le milieu récepteur des eaux de ruissellement pluvial. Il fait l’objet de

multiples et constants remaniements, d’extraction et de remblais de matériaux, faisant de lui un

milieu complexe et fortement hétérogène dont la caractérisation reste souvent partielle.

L’ensemble des ouvrages souterrains crée des discontinuités qui modifient la cinétique de

l’infiltration des eaux. La présence d’ouvrages altère les écoulements souterrains en les

accélérant (comme les tranchées réalisées pour enterrer des canalisations ou les drains prévus

pour protéger des constructions) ou en les détournant (comme les constructions souterraines ou

les fondations des ouvrages). Ces discontinuités engendrent souvent des écoulements

préférentiels où la vitesse de percolation est beaucoup plus élevée que ce qu’elle serait dans un

sol homogène. Par ailleurs, la présence d’ouvrages et de matériaux de remblaiement peut aussi

modifier le comportement chimique, voire même biologique du sol, notamment parce qu’ils en

altèrent la nature.

Le sol urbain présente un taux d’imperméabilisation très fort qui modifie considérablement son

comportement en comparaison d’un sol naturel ou agricole. Ainsi, l’imperméabilisation des

surfaces urbaines limite considérablement l’infiltration diffuse et naturelle. Les surfaces

imperméables constituent aussi une barrière au transfert entre l’atmosphère et le sol (influence

sur l’évaporation), ayant pour conséquence une altération des conditions régissant les processus


23

chimiques ou biologiques.

Les flux pluviaux que reçoit le sol urbain, par l’intermédiaire d’ouvrage d’infiltration

présentent des spécificités. D’un point de vue quantitatif, ces ouvrages drainent des volumes et

des débits relativement importants. D’un point de vue qualitatif, ces flux sont chargés de

polluants très divers à des concentrations parfois très faibles.

Les eaux souterraines jouent un rôle important dans le comportement du sol. Une forte

diminution des niveaux piézométriques peut engendrer, par exemple, des tassements ou des

affaissements de terrain et donc une compaction et une modification du sol. Une augmentation

de ces niveaux peut provoquer des glissements ou des gonflements de terrain.

Les niveaux piézométriques ont tendance à diminuer sous l’influence conjuguée de

l’accroissement de la consommation en eau souterraine et de la diminution de la recharge

naturelle des nappes liée à l’imperméabilisation des surfaces urbaines. Par contre, l’arrêt d’un

captage, les fuites de réseaux ou l’aménagement d’un cours d’eau peuvent avoir pour

conséquence la remontée de ces niveaux.

Les fluctuations du niveau des nappes risquent de provoquer un lessivage accéléré des polluants

préalablement retenus ou de limiter leur rétention.

L’urbanisation a un impact quantitatif direct sur les eaux souterraines, mais aussi qualitatif. En

effet, les eaux qui parviennent aux nappes, de manière intentionnelle ou non sont chargées

d’une pollution spécifique au milieu urbain qui peut altérer leur qualité.

L’étude du comportement du sol, que ce soit d’un point de vue hydraulique, chimique ou

biologique rencontre donc, en milieu urbain, une difficulté supplémentaire liée notamment à

son hétérogénéité.


24

�� /HV HQMHX[ HW OHV GLIILFXOWpV GH OD SOXULGLVFLSOLQDULWp

Chacune des disciplines impliquées dans la compréhension du comportement et du transfert des

polluants dans le sol se heurte à ses propres difficultés. En conservant les représentations

spécifiques à chaque discipline, les difficultés se cumulent et s’amplifient lors de leur prise en

compte simultanée. L’étude du comportement du sol est donc envisagée par une approche

intégrée, prenant en compte les aspects physiques, chimiques et biologique, et laisse espérer

qu’il pourra être représenté plus simplement à une échelle plus grande et de manière globale

que par la juxtaposition de représentations acquises à une échelle plus fine.

La physique du sol sera pour nous associée à l’aspect quantitatif de l’infiltration des eaux de

ruissellement pluvial. Pour comprendre et représenter le fonctionnement du sol il est nécessaire

de caractériser la structure et la texture du sol. Mais la difficulté à représenter la variabilité

spatiale du milieu dont l’effet est majeur sur l’hydrodynamique [Ledoux, 1993] n’a pas permis

l’émergence de concept permettant d’obtenir une représentation (même grossière) d’une vitesse

d’infiltration « réelle ». Les efforts se sont ainsi consacrés à la caractérisation de débit

d’infiltration, parfois ramené à la section et à la porosité pour obtenir finalement une vitesse

fictive (ou apparente) d’infiltration, qui, comme on le verra ultérieurement, a rendu difficile,

voire impossible, une corrélation avec les cinétiques de la chimie et de la biologie.

La chimie d’un élément isolé engendre toujours de nouvelles interrogations pour les

spécialistes de ce champ scientifique qui sont bien au-delà des compétences et des

préoccupations de la majorité des hydrologues. Mais lorsqu’une partie de l’objet étudié est un

mélange de substances qui ne sont pas toujours identifiées, à des concentrations parfois si

faibles que leur détection devient ardue, la difficulté est alors décuplée. De plus, la

représentation la plus usuelle des réactions chimiques repose sur l’hypothèse d’un équilibre

chimique, qui au vu des concentrations et de la cinétique d’infiltration des eaux de

ruissellement pluvial peut fréquemment ne pas être atteint. La représentation et l’étude en sont

alors rendues plus complexes.

La modélisation des systèmes biologiques, quant à elle, repose essentiellement sur les notions

de flux et de bilans massiques entre les différents compartiments de l’écosystème, déterminés le

plus souvent de manière empirique. Cette démarche a permis de comprendre en partie le

comportement des eaux de surface, mais le système « sol » présente une difficulté

supplémentaire dans le sens où les différents compartiments ne sont pas toujours clairement

identifiés (compartiment bactériologique, structure et texture du sol, etc..).


25

Aujourd’hui encore, « au niveau biologique la formulation des lois constitutives reste une

question ouverte et difficile » [Masbernat et al., 1993].

Le fonctionnement du sol est fondamentalement non linéaire dans le sens où les aspects

quantitatif et qualitatif, c’est à dire la physique, la chimie et la biologie du sol sont fortement

corrélés. La prise en compte simultanée de ces trois champs scientifiques nécessite le couplage

des différentes réactions mises en jeu. Ceci est d’autant plus vrai que le comportement global

du sol est avant tout régi par les interactions entre les différents polluants et les nombreux

processus - par l’intermédiaire, par exemple de relations de compétition ou de synergie - plutôt

que par la juxtaposition de phénomènes élémentaires dont l’étude effectuée indépendamment

les uns des autres, mène souvent à la surestimation de la rétention réelle des polluants par le sol

et donc à une minoration du risque de contamination des eaux souterraines notamment. Cette

constatation a par exemple été faite dans le cas de l’étude de la propagation des métaux lourds

qui confirme qu’une approche mono-métallique surestime la rétention [Plassard, 1999].

En résumé, et pour reprendre les mots de Queiroz Neto (1998), « pour le chimiste », le sol

« serait avant tout une colonne échangeuse d’ions ; pour le physicien du sol, un système poreux

rigide par où circule l’eau ; pour le microbiologiste, un milieu de culture et pour le

minéralogiste, un complexe minéral résultant de l’altération des roches ». Même simplifié, ce

schéma nous montre le cloisonnement des disciplines. Les différentes représentations du

fonctionnement du sol dépendent des objectifs et des points de vue adoptés. Mais

l’inconvénient majeur est qu’elles sont le plus souvent incompatibles entre elles. La recherche

en science du sol consiste à faire communiquer les différents champs dans le but de répondre à

une problématique donnée.

La modélisation d’un système et notamment d’un écosystème par une approche

pluridisciplinaire permet d’avancer plus efficacement et de mettre en évidence les lacunes de la

connaissance [Masbernat et al., 1993]. De plus, et comme le soulignent Catizzone et Muchena

(1994), ainsi que Reale et al., (1995) cités par Latham (1998), « l’interdisciplinarité et non la

multidisciplinarité est une nécessité dans la mesure où l’objectif est de résoudre un problème de

société et non une question disciplinaire. Mais cette approche doit aller au delà de l’addition de

ce que peuvent fournir les disciplines, elle doit avoir un caractère holistique ou une valeur

ajoutée, liée à la confrontation de ces disciplines. »

Par la nature même du sol, l’étude et la représentation de son fonctionnement ne peut être

envisagée qu’à travers une approche pluridisciplinaire, car elle seule permettra de prendre en

compte les interactions et les interrelations entre les trois champs scientifiques concernés.


26

�� /HV QRWLRQV GH PRGpOLVDWLRQ HW G·pFKHOOH

1.4.1 : La modélisation

Une modélisation est une représentation d’un système élaborée en fonction d’un objectif. Le

système modélisé possède une structure, a un fonctionnement ou une fonction et évolue dans le

temps. La représentation de chacun de ces trois aspects (structure, fonctionnement et évolution)

constitue une étape incontournable de la modélisation du système.

La structure du modèle est corrélée à l’échelle d’espace, et l’évolution du système dans le

temps détermine l’échelle temporelle à prendre en compte. Celles-ci dépendent forcément des

finalités de modélisation fixées. La représentation du fonctionnement laisse entrevoir la

nécessité de déterminer des processus prépondérants. Ceux-ci découlent en partie de l’échelle

spatio-temporelle associée.

Selon leurs objectifs, les modèles peuvent se différencier de la manière suivante [Walliser,

1977] :

- les modèles cognitifs dont le but est d’acquérir de nouvelles connaissances et qui

s’attachent notamment à décrire le plus précisément possible des phénomènes et

l’influence des variables sur les mécanismes internes du système modélisé,

- les modèles prévisionnels qui permettent d’évaluer des situations non encore observées,

- les modèles décisionnels qui sont des supports pour la prise de décision visant à

modifier un système

- et des modèles normatifs qui aide à construire un nouveau système (prototype, norme

de calcul).

Les modèles cognitifs du transfert des polluants dans le sol peuvent être associés à différentes

échelles spatiales. Leur élaboration requiert à la fois une caractérisation et une expérimentation.

1.4.2 : Les échelles spatiales

Le nombre et la disparité des processus qui se déroulent dans le sol lors de l’infiltration des

eaux de ruissellement pluvial, nous ont amené à définir plusieurs échelles de représentation :


27

Moléculaire échelle de la molécule, de l’ion ou de l’électron de l’ordre du nm

Microscopique échelle du pore, du grain de matériau mm

Macroscopique échelle de la colonne de laboratoire, cm

Mégascopique échelle du sol d’un ouvrage infiltration m à hm

L’échelle moléculaire :

C’est la plus fine parmi les quatre échelles que nous avons définies. Elle permet une description

très détaillée des phénomènes, et plus particulièrement des phénomènes chimiques. Elle permet

notamment de distinguer les différents types de liaisons chimiques : mise en commun d’un

doublet d’électrons, ou attraction de Van Der Waals, par exemple. Par contre, elle ne

correspond pas à la représentation de la plupart des phénomènes physiques (phénomène de

percolation). A cette échelle, la prise en compte de ces deux aspects et leur corrélation sont

alors rendus difficiles.

L’échelle microscopique :

Nous définirons l’échelle microscopique comme étant celle du pore, du grain de matériau ou de

la particule fluide. Elle permet de distinguer les fractions dissoute et particulaire, sorbée et non

sorbée, donc la fraction généralement considérée comme mobile ou immobile des solutions.

Généralement trop fine pour décrire l’infiltration à travers un milieu poreux, c’est pourtant

l’échelle de représentation privilégiée de la mécanique des fluides et donc des écoulements

représentés par les équations de Navier Stokes.

L’échelle macroscopique :

Dans le but d’acquérir de la connaissance fine sur chacun des phénomènes mis en jeu, une

approche consiste à limiter la taille du milieu étudié, ce qui revient à établir une échelle de

travail, généralement celle d’un échantillon et qui permet, lorsque le suivi se fait en laboratoire,

de s’affranchir en même temps de la difficulté que pose l’expérimentation in situ. A cette

échelle et selon l’objectif fixé, mais aussi selon le domaine scientifique du modélisateur, il est

possible de négliger certains aspects de l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial et de ne

prendre en compte que les processus alors prépondérants, diminuant ainsi le nombre de

paramètres à déterminer [Vauclin, 1993]. Elle correspond en taille à la colonne de laboratoire.

C’est l’échelle privilégiée de la représentation de la percolation à travers un milieu poreux. Un

grand nombre de phénomènes physiques qui ont lieu dans le sol, sont représentés à cette

échelle. Il est possible dans ce cas de prendre en compte simultanément les transports diffusif et

convectif, sous forme dissoute et particulaire par l’intermédiaire d’une vitesse d’infiltration


28

fictive. Par contre, les phénomènes chimiques sont alors regroupés et sont représentés le plus

souvent par un coefficient de partage, rapport des concentrations des polluants en solution et de

ceux retenus par la matrice solide. Il semble qu’un grand nombre de connaissances du

fonctionnement du sol soient acquises à cette échelle.

L’échelle mégascopique :

L’échelle que l’on a nommée mégascopique est celle du sol urbain sous-jacent à une surface

naturelle telle que les parcs et les jardins, ou celle du sol d’un ouvrage d’assainissement dans sa

globalité. Actuellement, cette échelle correspond à une représentation globale d’un groupe de

phénomènes, principalement ceux liés à l’hydraulique. Des suivis expérimentaux pour

l’acquisition de connaissances sur les phénomènes de rétention des polluants commencent

cependant à émerger [Colandini, 1997], [Gautier, 1998], [Bardin, 1999]. Cette échelle, qui

intéresse sans aucun doute les gestionnaires des systèmes d’infiltration et ceux des nappes

souterraines, présente certaines spécificités :

- associée à une grande échelle de temps (historique d’un site, processus lents pouvant

avoir lieu), elle constitue un lieu d’intégration et de compensation de nombreux

processus identifiables à l’échelle spatiale précédente.

- d’un point de vue « structurel », l’hétérogénéité du sol est d’une importance capitale.

- les observations liées au transfert des polluants associés aux eaux pluviales sont

récentes à cette échelle, et celles associées aux problématiques voisines (décharges

d’ordures ménagères, friches industrielles) ne sont pas toujours transposables.

La figure 1.2 récapitule de manière schématique les quatre échelles que nous avons définies.


29

H

Si

oxyde

Arg i le

Echelle mégascopique le sol urbain, par exemple

sous un ouvrage d’infiltration

Echelle macroscopique : la colonne de

laboratoire

Echelle microscopique : le pore, la particule

fluide

Echelle moléculaire : la molécule

Figure 1.2 : Représentation des différentes échelles utilisées

1.4.3 : Echelles temporelles

Le comportement d’un sol soumis à l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial peut être

appréhendé à plusieurs échelles de temps. Tout d’abord l’échelle événementielle, puis l’échelle

de temps annuelle, l’échelle associée au « vieillissement des éléments » des ouvrages

d’infiltration. Enfin l’échelle du très long terme est associée à l’évolution structurelle du sol

(acidification, compaction, etc.).

Echelle événementielle et inter-événementielle

D’un point de vue hydraulique, l’échelle événementielle correspond à la durée de l’écoulement

de l’eau dans le sol, conséquence de sollicitations, c’est à dire d’apports sous forme de pluies

ou d’eau de ruissellement urbain. Elle est donc représentative d’une variation à court terme

(quelques heures à quelques jours).

Elle est indispensable à l’acquisition de connaissances sur la dynamique des processus mis en

jeu dans le sol où l’observation se fait en laboratoire et où il est possible de contrôler les

sollicitations (composition, fréquence). Mais ces conditions ne sont pas celles rencontrées in

situ. Sur le plan expérimental, l’échelle événementielle et l’échelle macroscopique peuvent être

associées. Il peut être intéressant, dans un but cognitif, d’avoir une expérimentation à l’échelle

événementielle in situ afin de prendre en compte des sollicitations réelles des ouvrages

d’assainissement tout en conservant une description fine des phénomènes. Cette démarche est


30

déjà envisagée pour le suivi expérimental du bassin d’infiltration « Django Reinhart » à

Chassieu dans le cadre de l’Observatoire de Terrain en Hydrologie Urbaine [OTHU, 1999]. De

même des observations sur des lysimètres ont été effectuées permettant d’intégrer les

conditions de fonctionnement in situ aux études effectuées à l’échelle de l’événement [Gaillard,

1993], [Dierkes et al., 1998]. L’échelle événementielle présente l’intérêt de fournir des

connaissances sur les processus mis en jeu au cours d’une infiltration, mais les protocoles

expérimentaux, à l’échelle de l’ouvrage ne sont pas stabilisés, rendant difficile la comparaison

des études entre elles. De plus, les installations nécessaires au suivi événement par événement

sont coûteuses et ne peuvent donc pas être mises en place sur de nombreux sites, rendant

difficile leur comparaison ultérieure.

L’échelle événementielle permet dans certains cas, le suivi de la qualité de la solution de sol

mais ne permet généralement pas le suivi des quantités piégées. Il est fort possible que la

variation des masses retenues par le sol d’un événement à l’autre ne puisse pas être mesurée. En

effet, il est très probable qu’elles se situent en deçà des incertitudes liées à la mesure, tout au

moins pour un certain nombre d’événements et de polluants.

L’échelle inter-événementielle permet de compléter les observations faites à l’échelle

événementielle et donc de prendre en compte les transferts et les transformations des polluants

lorsqu’il n’y a pas d’infiltration. Comme l’échelle événementielle, elle est surtout adaptée à

l’acquisition de représentations fines du fonctionnement du sol et donc principalement utilisée à

l’échelle de la colonne de laboratoire.

Echelle annuelle

L’échelle annuelle présente l’avantage de couvrir des cycles des variations saisonnières du

climat (variations saisonnières de la température, de la teneur en eau des sols) et des apports

(sels, nitrates, hydrocarbures) qui influencent le comportement du sol face à l’infiltration. De

plus, elle peut permettre le suivi d’un possible front de pollution qui migrerait au cours du

temps. Elle présente un caractère continu qui permet d’intégrer simultanément la période

d’infiltration (associée à l’échelle événementielle) et la période de drainage (associée à

l’échelle inter-évenementielle).

Echelle du vieillissement d’un ouvrage

Cette échelle correspond aux variations observables du fonctionnement global d’un ouvrage

c’est à dire correspondant aux modifications du comportement du sol à l’intérieur et sous les

ouvrages d’infiltration par exemple par des phénomènes de colmatage, de compaction, qui sont

le plus souvent imperceptibles à l’échelle d’un événement pluvieux et parfois même d’une


31

année. Ses modifications sont le résultat d’apports diffus et successifs. De ce fait, il est difficile

de l’associer à l’échelle de la colonne de laboratoire. Elle permet notamment de représenter le

colmatage du sol, ou ses variations de perméabilité. Lorsque l’on tente de caractériser l’impact

d’un ouvrage sur la qualité du sol et des eaux souterraines, cette échelle peut permettre la

représentation de la migration d’un front de pollution.

Echelle des variations d’ordre structurel

A long terme, des variations d’ordre structurel peuvent avoir lieu, c’est le cas par exemple

d’une diminution du pH qui serait due au lessivage des carbonates. Généralement ces variations

ne sont sensiblement ressenties qu’à très long terme, leur cinétique étant alors proche de celle

du vieillissement et d’une acidification naturels du sol, non observables à l’échelle de temps

humaine.

De Marsily (1993) donne une explication des phénomènes et variations non-observables dans le

sens où une seule génération humaine ne peut les observer. Leur étude demande alors une

démarche différente, plus spéculative et ayant pour but d’obtenir par exemple une image future

de l’état de l’environnement.

Dans la suite, nous nous limiterons à prendre en compte les variations observables à l’échelle

de temps humaine, c’est à dire les variations à l’échelle événementielle, annuelle et celle du

vieillissement d’un ouvrage.

La figure 1.3 illustre les corrélations entre les échelles d’espace et de temps les plus

couramment rencontrées.


32

E c he lle d 'e spa c e

E c he lle de te mps

E vé ne m e ntie lleinte r-é vé ne m e ntie lle

A nnue lle

v ie illisse m e nt d 'un ouvrage

Struc ture lle

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sco

piq

ue

Mé

ga

sco

piq

ue

C orré la tion de s é c he lle s de te mps e t d 'e spa c e le s plus c oura nte s

Figure 1.3 : Corrélation spatio-temporelle courantes

1.4.4 : Le changement d’échelle

Comme on a pu le constater, il existe plusieurs échelles spatio-temporelles permettant chacune

de représenter certains aspects de l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial dans le sol et

du transfert des polluants associés.

A l’heure actuelle, l’échelle macroscopique est certainement celle à laquelle le plus de

connaissances ont été acquises car elle permet d’obtenir plus facilement (en terme de coût et de

faisabilité) des conditions expérimentales grâce auxquelles les manipulations ont une certaine

reproductibilité et qui ne sont pas sous l’influence directe des conditions environnementales

d’un sol in situ. Elle a permis notamment la représentation de phénomènes physico-chimiques

de manière découplée. La représentation du couplage de ces phénomènes demeure difficile car

il concerne une multitude d’interactions qui ne sont pas toujours identifiées.

Dans le cas de l’étude du comportement du sol, qui peut être considéré dans sa globalité comme

un écosystème, il devient rapidement impossible de modéliser de manière fine la complexité du

milieu dans son intégralité [Masbernat et al., 1993].


33

Ceci correspond en effet à « décrire un système à composantes multiples dans lequel chaque

élément dépend de tout le reste et qu’une telle complexité défie toute analyse ». Cette critique

est souvent émise à propos des sciences de l’environnement [Swift, 1998].

Or, en écologie, la théorie selon laquelle la complexité n’est pas infinie mais qu’elle possède

des subdivisions qui permettent de mettre en évidence des relations différentes d’une échelle à

l’autre pourrait être le point de départ d’une nouvelle approche du fonctionnement du sol. Cela

implique une approche différente, intégratrice, et à une échelle plus grande qui permettrait de

montrer la présence de relations hiérarchiques entre les différentes composantes du système sol

qui n’apparaissent pas toujours clairement à plus petite échelle.

Le concept d’auto-organisation des systèmes complexes serait applicable au fonctionnement du

sol soumis à l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial. La prépondérance de certains

processus à une échelle plus grande que celle de leur observation habituelle, leur intégration

dans un nouveau processus global, la compensation même des phénomènes lorsqu’ils sont pris

en compte de manière simultanée font qu’à une échelle plus grande, le système pourrait être

représenté plus simplement dans sa globalité.

L’observation et l’expérimentation à grande échelle s’appuie sur ce postulat. Il est en effet

presque impossible à cette échelle d’isoler des processus élémentaires, et a fortiori de les

juxtaposer.

Les connaissances acquises à petite échelle permettent, dans ce cas, de comprendre et d’émettre

des hypothèses d’organisation hiérarchiques.

Notre approche consiste à mettre en commun et à confronter des connaissances acquises

essentiellement à l’échelle macroscopique dans le but de fournir un cadre permettant d’utiliser

ces connaissances et les représentations associées à l’échelle mégascopique.

La transposition à une échelle plus grande de ces connaissances et des représentations qu’on en

a, peut être faite de différentes manières, chacune se heurtant à de nombreuses difficultés. En

effet, tous les concepts ou modes de représentation du fonctionnement du sol ne sont peut-être

pas transposables d’une échelle à l’autre.

Comme l’affirme Lebel (1991), si à un objectif donné, correspond une échelle d’étude

privilégiée, la notion du transfert d’échelle n’a guère de sens. Par contre, la question se pose

différemment si, pour diverses raisons, on estime nécessaire d’étendre des résultats obtenus à

une certaine échelle à d’autres échelles. Ici, l’absence d’une réelle connaissance et observation


34

du comportement du sol à l’échelle mégascopique nous amène à utiliser les connaissances

acquises à l’échelle macroscopique.

Le transfert d’échelle a fait l’objet de nombreuses controverses, principalement parce que ce

terme est associé à des problématiques qui sont différentes. Il pose de nombreuses difficultés et

notamment lors de la prise en compte des interactions qui existent entre les processus étudiés de

manière isolée, mais aussi lors de la caractérisation de la structure du sol à grande échelle.

Les différentes démarches (illustrées par la figure 1.4) qui sont parfois considérées comme un

transfert d’échelle sont les suivantes :

1 - la représentativité d’une valeur moyenne par rapport à une valeur ponctuelle,

(flèche n°1 sur la figure 1.4)

L’homogénéisation, ou la modélisation simplifiée de la structure constituent les phases

préalables de cette approche du transfert d’échelle.

Les représentations de la structure et du fonctionnement du système sont conservées, en

utilisant les mêmes paramètres mais en les associant à une échelle plus grande par

l’intermédiaire d’outils d’homogénéisation. On n’agit alors pas sur le modèle, mais sur les

données qui lui sont nécessaires.

Les modèles couplés, intégrant divers phénomènes pouvant avoir lieu à petite échelle

présentent certainement beaucoup d’intérêts puisqu’ils intègrent, par le biais de différents

bilans (masse, énergie, ...) plusieurs processus mis en jeu dans un volume élémentaire

[Wheeler, 1997], [Jouanna, 1999]. Ils ne dispensent cependant pas des phases

d’homogénéisation ou de la modélisation préalable de la structure qui correspond au lieu où se

déroulent les phénomènes représentés.

2 - le transfert par similitude d’une structure à une autre, (flèche n°2)

Le changement d’échelle peut être fait en agissant sur la structure du système, en déterminant

une similitude permettant de changer de structure et dans certains cas, de taille de structure tout

en conservant la même modélisation phénoménologique. Par exemple, c’est le cas lorsque l’on

utilise un modèle électrique pour représenter la propagation d’une onde thermique dans un

matériau.

3 - ou bien la transposition des lois caractérisant un ensemble de processus étudiés

à petite échelle à plus grande échelle(flèche n°3).

Cette dernière démarche correspond à la prise en compte simultanée, de plusieurs phénomènes

couplés qui ont chacun leur propre représentation à une échelle plus fine. En fait, elle devrait


35

mener à la représentation du fonctionnement du sol dans sa globalité et à une échelle plus

grande. Celle-ci ne consiste pas seulement en la juxtaposition des composantes physique,

chimique et biologique du sol, mais bel et bien à un tout, c’est à dire associée à un système

pouvant avoir son propre fonctionnement. C’est cette dernière démarche que nous adopterons

afin d’obtenir une vision globale du comportement du sol à l’échelle mégascopique et du

vieillissement de l’ouvrage.

+

+

+

+(3)

g lo ba lisa tion

S tructurephénomène 1phénomène 2phénomène 3

phénomène 1phénomène 2phénomène 3

phénomène 1phénomène 2phénomène 3

Struc ture

S truc tu re

S truc tu re

phénomènegloba l

(1+ 2+ 3)

(2) s im ili tud e ana log ie a vec une autre s tructure

(1) : m a illa ge , hom ogé né isa tio n d e la s tructure

Figure 1.4 : Le changement d’échelle


36

�� &RQFOXVLRQ

La compréhension et la représentation du fonctionnement du sol urbain soumis à l’infiltration

des eaux de ruissellement pluvial se heurtent à de nombreuses difficultés.

D’une part, elles nécessitent la mise en commun et la confrontation de connaissances qui

émanent de plusieurs domaines scientifiques. Or chacun de ces domaines possède ses

approches et ses échelles spatio-temporelles de travail privilégiées souvent différentes d’un

champ scientifique à un autre.

D’autre part, le sol est un milieu complexe fortement hétérogène. Il est caractérisé par des

paramètres difficiles à appréhender et parfois mal adaptés à l’approche pluridisciplinaire et à

l’échelle du sol urbain.

Jusqu’à présent, une grande part des travaux qui ont alimenté les connaissances du

fonctionnement d’un sol soumis à l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial a été effectuée

à l’échelle d’une colonne de laboratoire. Il semble aujourd’hui nécessaire d’étendre le domaine

d’étude à l’ouvrage d’infiltration en prenant en compte les conditions in situ afin de pouvoir

cerner un peu mieux leur fonctionnement et donc leur impact. L’étude du comportement du sol

urbain nécessite donc une approche plus globale dans le sens où elle pourrait déboucher sur la

représentation intégrée des interactions multiples et des contraintes de sollicitations réelles.

Pour y parvenir nous proposons d’extraire les paramètres prépondérants du fonctionnement du

sol à l’échelle macroscopique, qui pourraient servir de base à la représentation du

fonctionnement global du sol à l’échelle mégascopique. L’organisation des connaissances

acquises à l’échelle macroscopique serviront à construire les représentations du fonctionnement

du sol à l’échelle mégascopique. A leur tour, les connaissances acquises à grande échelle

pourront et devront alimenter les échelles plus fines.

Chapitre 2 : Les polluants liés à l’infiltration des eaux pluviales

37

2 : Les polluants liés à l’infiltration des eaux pluviales

�� ,QWURGXFWLRQ

La pollution des eaux de ruissellement pluvial en milieu urbain avait déjà été observée à la fin

du 19ième siècle, notamment par Durand-Claye [Chocat et al., 1997]. Les spécialistes

s’accordent depuis sur la présence, dans ces eaux, de métaux lourds, produits azotés,

phosphates, hydrocarbures et autres produits chimiques. Les eaux de ruissellement pluvial

peuvent donc avoir un effet dommageable, aussi bien sur l’homme (par la contamination des

nappes souterraines qui servent à l’alimentation en eau potable, ou de la chaîne alimentaire),

que sur son environnement (c’est à dire sur la faune et la flore qui subissent la pollution des

sols, des nappes, des cours d’eau).

Aucune liste de ces produits polluants n’est exhaustive, et faire un choix parmi eux, des plus

couramment rencontrés écartera forcément un certain nombre de cas particuliers, pourtant

parfois préoccupants.

Les polluants que nous tenterons de décrire ici sont caractéristiques des eaux de ruissellement

pluvial en milieu urbain, et constituent donc un cadre minimum. Il est possible, au cours d’une

étude spécifique du ruissellement pluvial, que d’autres composés, non encore répertoriés

puissent s’ajouter à cette liste. En revanche, il serait difficilement justifiable d’en écarter

certains de manière arbitraire, sans avoir vérifié effectivement leur non-existence sur le site.

L’annexe 1 fournit quelques valeurs indicatives des concentrations en polluants, rencontrées

dans les eaux de ruissellement de divers types de surfaces urbaines.

La classification que nous avons adoptée distingue trois grands groupes, les composés

inorganiques, les substances organiques constituées d’un nombre plus ou moins important

d’atomes de carbone et les microorganismes pathogènes.


38

�� /HV 6XEVWDQFHV LQRUJDQLTXHV

Cette catégorie de polluants regroupe les composés métalliques, les nitrates, les phosphates et

les sels. Néanmoins, ils ont aussi la particularité commune de pouvoir être présents dans le sol

sous forme organique et inorganique, ce qui leur confère un comportement différent d’une

forme à l’autre [Yaron et al., 1996]. Ils peuvent alors être considérés comme des produits

organiques.

2.2.1 : Les éléments traces

Les éléments traces ont un comportement différent selon leur forme chimique. La spéciation est

la distinction entre les liaisons chimiques, elle permet ainsi la différenciation entre les espèces.

La forme chimique d’une substance, et notamment d’un métal détermine son comportement

dans un milieu aqueux ainsi que sa toxicité pour les organismes vivants. A l’état ionisé, ils

peuvent être absorbés par les plantes ou être retenus par le sol par échange d’ions. Sous forme

d’oxydes, et selon un pH et un taux d’oxygène favorables, ils peuvent être adsorbés par les

particules d’argile, la matière organique, les hydroxydes de fer ou les oxydes de manganèse.

Les métaux peuvent aussi former des complexes avec des ligands organiques, et être alors

solubles. Ils sont alors à la fois plus mobiles et plus biodisponibles.

Le zinc et le cadmium restent relativement mobiles dans le sol, alors que le plomb et le cuivre

sont plus fortement retenus. A pH et Eh constants (ou subissant de très faibles variations), une

forte oxygénation permet d’éviter ou de limiter le relargage des métaux lourds. La présence

d’oxygène permet d’obtenir des conditions d’oxydoréduction favorables à la rétention des

métaux. En effet, les métaux sous forme d’oxydes sont plus facilement adsorbés [Le Roch,

1991].

La teneur critique des sols en métaux lourds pour la croissance des végétaux, des animaux et la

consommation humaine est de [Singh, 1994 cité par Pagotto, 1999] :

200 mg de plomb par kg de matière sèche

8 mg de cadmium par kg de matière sèche

100 mg de cuivre par kg de matière sèche

400 mg de zinc par kg de matière sèche

Plomb

Le plomb est probablement le polluant le plus connu de l’opinion publique, d’une part, parce

que son utilisation a été généralisée pendant très longtemps et d’autre part, parce qu’il

représente un réel danger pour la santé publique (saturnisme, troubles psychiques). De plus, on


39

sait maintenant que son origine dans l’atmosphère ou dans les eaux superficielles est

essentiellement anthropique. D’après Ramade (1992), les apports anthropiques de plomb sont

dix fois supérieurs aux apports naturels (volcanisme, érosion, feux de végétation, embruns

marins...). Pour d’autres auteurs, 99,7% des émissions atmosphériques de plomb sont d’origine

anthropique, et une grande part de ces émissions incombe à la circulation automobile, et

notamment à la combustion de l'essence (le plomb est utilisé dans les hydrocarbures sous forme

d'alkylplomb pour ses propriétés antidétonantes [Chassard-Bouchaud, 1995]), à l’usure des

freins, des pneus, des carrosseries [Colandini, 1997], [Pagotto, 1999]. Une diminution des

quantités de plomb émises dans l’atmosphère a été constatée, notamment depuis l’utilisation de

carburant sans plomb. Sa concentration dans les eaux de ruissellement semble en diminution.

D’autres sources peuvent être identifiées, par exemple l’industrie métallurgique ou

sidérurgique. Sa présence dans les peintures a aussi posé de sérieux problèmes d’insalubrité.

Sa présence dans les eaux de ruissellement pluvial, essentiellement liée à la circulation

automobile, ne possède pas ou peu de caractère saisonnier, elle est donc permanente et

concerne l'ensemble des sites urbains. En effet, une voiture européenne produit en moyenne 1

kg de plomb par an [Chassard-Bouchaud, 1995]. Il a tout de même été constaté que les sels

utilisés pour le déverglaçage contenait des métaux lourds et notamment du plomb [Pagotto,

1999].

Une forte proportion du plomb émis est entraîné par la circulation atmosphérique. Ce qui rend

difficile la corrélation des quantités émises et redéposées. On a pu noter, en effet, des

concentrations en plomb non négligeables et surtout en très forte augmentation depuis un siècle

dans les glaces polaires.

A titre indicatif, notons que 2 millions de tonnes sont extraites par an, et 180 000 tonnes sont

entraînées annuellement dans l'océan [Ramade, 1992]. La France, à elle seule, en libère 1900

tonnes par an dans l'atmosphère [Chocat et al., 1997].

Le tableau 2.1 donne quelques indications sur les sources de plomb dans l’atmosphère.


40

Sources Quantités rejetées

(103 t/an)

Produits de combustion des carburants 176

Incinération des déchets 4

Combustion du charbon 4

Métallurgie des métaux non ferreux 145.2

Sidérurgie 73

Applications industrielles 4.5

Divers 6.6

Total 413.3

Tableau 2.1 : Estimation des émissions annuelles de plomb dans l'atmosphère provenant

des diverses sources de pollution, exprimées en milliers de tonnes par an. [Ramade, 1992]

Le plomb est un élément chimique toxique, cumulatif pour l’homme, la faune et la flore

[Chassard-Bouchaud, 1995]. Sa présence dans les eaux ou le sol ne peut être que néfaste. De

plus, il est particulièrement connu pour ses capacités de bioaccumulation et de bioamplification

tout au long de la chaîne alimentaire, ainsi que pour sa très forte rémanence. Le cycle du plomb

est un cycle ouvert, il y a une constante accumulation, notamment dans les sédiments marins

[Ramade, 1992].

La présence de plomb dans l’organisme peut provoquer des troubles tels que le saturnisme, des

crises d'épilepsie, voire même des troubles nerveux et psychiques. Pour les personnes les plus

exposées (professionnellement par exemple), il existe un risque d’avortement spontané, et

d’accroissement du nombre de cancers du poumon ou du tractus gastro-intestinal [Chassard-

Bouchaud, 1995]. Son mode de fonctionnement dans l’organisme est le suivant : les ions

métalliques se fixent sur les globules rouges et sont alors stockés par le foie, les reins du fait de

leur forte irrigation. Ils sont aussi stockés dans les os et les dents, pouvant provoquer une

décalcification ou une ostéoporose [Potelon, 1993].

Il n’existe quasiment pas de barrière hémato-encéphalique pour le plomb tétraéthyle (une des

formes de plomb les plus toxiques). Le risque pour les nourrissons est d’autant plus fort, qu’ils

en sont totalement dépourvus. Il n’existe pas non plus de barrière placentaire. L’exposition de

l’homme à cette forme chimique du plomb est amplifiée par le fait qu’elle est volatile. Lorsque

le plomb se trouve dans l’organisme, il n’y a pratiquement aucune élimination possible.

Le plomb présente une toxicité aiguë pour l’ensemble des organismes, et notamment pour les


41

organismes aquatiques (à partir de 0.1 mg/l). De plus cet élément se concentre de manière

irréversible tout au long de la chaîne alimentaire [Gaujous, 1993].

Le plomb existe à l'état naturel principalement sous forme de sulfures. D'autres formes

relativement courantes sont les carbonates de plomb (cérusite), les sulfates de plomb (algésite),

ou les chlorophosphates de plomb (pyromorphite) [Pitt et al., 1994].

La toxicité du plomb dépend du pH, de la dureté, de la présence de matières organiques et des

autres métaux.

Pitt et Amy cités dans [Pitt et al., 1994] rapportent que la plupart du plomb inorganique, à un

pH proche de 7, existe à un état de valence +2 ou +4, tels que les sulfures de plomb, les

carbonates, les sulfates, les chromates, les hydroxydes. 5% du plomb présents dans un bassin

hydrographique proviennent des pluies, et 60% des retombées atmosphériques.

En entraînant les dépôts accumulés sur le sol, le ruissellement explique la majorité des apports

(à partir du bassin hydrographique).

Le plomb présente une très forte affinité pour les matières en suspension, jusqu’à 90% du

plomb peut y être fixé [Hewitt & Rashed cités dans [Musy et al., 1991]], par contre cette

adsorption peut être réversible.

Au cours d’un événement pluvieux la proportion de plomb dissous et particulaire dans les eaux

de ruissellement de surface évolue. Certaines études affirment qu’en début d’événement la

quasi-totalité du plomb est sous forme particulaire, c’est à dire fixée aux matières en suspension

(MES), et au cours de la pluie la fraction dissoute tend à croître. Ceci est peut être dû à la très

forte concentration en MES en début de pluie et à sa diminution au cours de l’événement, ou

bien à un changement de la forme chimique du plomb au cours du ruissellement [Colandini,

1997]. En revanche, d’autres travaux ont montré une plus forte proportion de métaux sous

forme dissoute en début de ruissellement dû à l’acidité de ces eaux non encore tamponnées

[Bertrand-Kajewski, 1998].

Le plomb, transporté par l’eau par percolation dans le sol, subit un certain nombre de

phénomènes physiques, chimiques ou biologiques. Il peut notamment être adsorbé à la surface

des particules solides de manière spécifique (adsorption chimique par liaison covalente) ou non

spécifique (adsorption physique par liaison électrostatique). Il peut aussi être fixé par des

ligands organiques (chélation) ou non (complexation), précipiter ou coprécipiter.

Cadmium

Le cadmium est un élément assez rare dans la croûte terrestre (0,15 g/tonne de terre en

moyenne), il se rencontre à l’état de trace et presque toujours associé à des minerais de zinc et

de plomb. La présence de cadmium dans l’atmosphère ou dans les eaux superficielles est

essentiellement due à l’activité humaine. En effet, 95% des émissions atmosphériques de


42

cadmium sont d’origine anthropique, dont une grande part incombe directement à la

combustion d'hydrocarbures provenant de la circulation automobile. On trouve aussi parfois du

cadmium à l’état d’impureté dans certains engrais phosphatés ou dans les sels de déverglaçage.

A titre d’information, on peut dire que la cigarette est considérée comme la source principale

d'adsorption du cadmium chez l’homme.

Puisque le cadmium dans les eaux de ruissellement urbain incombe, pour une grande part, à la

circulation automobile, sa présence est donc permanente (c’est à dire non saisonnière) et

généralisée à l'ensemble des zones urbaines.

Le tableau 2.2 présente une estimation annuelle des émissions de cadmium.

Sources Emissions

Production de métaux non ferreux

Cuivre 600

Zinc - Cadmium 1050

Total 1650

Sidérurgie 60

Combustibles fossiles Charbon 146

Pétrole 110

Total 256

Incinération des ordures 85

Applications industrielles du métal 20

Cimenterie 15

Total 2086

Tableau 2.2 Principales sources de pollution de l’air par le Cadmium en Europe (en t/an)

d’après Pacyna cité par [Ramade, 1992]

Le cadmium est un élément non essentiel [Chassard-Bouchaud, 1995], toxique pour l'homme à

très faible dose (100 µg/jour). Sa toxicité est aggravée par ses capacités de bioaccumulation,

c’est dire qu’il ne peut pas ou quasiment pas être éliminé après avoir été absorbé.

Le cadmium se fixe sur les globules rouges et les protéines du plasma, et n'est pas retenu par la

barrière placentaire [Rat et al., 1992], [Cazenave et al., 1993].

Un exemple marquant des conséquences de l’absorption de cadmium est la maladie d'Itaï Itaï au

Japon provoquée par la contamination des eaux de la rivière par le cadmium issu d'une mine de

zinc. L'ingestion journalière de cadmium avait atteint 300 µg, provoquant des troubles graves


43

(ostéopathie, dysfonctionnement rénal...), accentués par un manque de vitamine D et une

malnutrition de la population [Chassard-Bouchaud, 1995].

Le cadmium se fixe dans le foie et le rein avec un temps de rétention de plus de dix ans (10 à 30

d’après Gaujous (1993)). Il peut provoquer, entre autres, des troubles digestifs, des atteintes

rénales, de l’hypertension artérielle, des altérations osseuses. D’un point de vue écologique, la

toxicité du cadmium est très forte pour les organismes supérieurs, et les algues à partir de

0,1 mg/l. Par contre, les bactéries y sont beaucoup moins sensibles [Gaujous, 1993]. Elles

peuvent donc contenir de fortes doses de cadmium et comme elles constituent un des premiers

maillons de la chaîne alimentaire, elles peuvent devenir elles mêmes toxiques pour la faune

supérieure qui les consommerait.

Puisqu’une part importante du cadmium est issue de la combustion des hydrocarbures et de

l’usure des pneus, il n’est pas surprenant que la plus forte concentration ait été trouvée dans les

eaux de ruissellement des stations services [Pitt et al., 1994].

Le cadmium présente une affinité pour les matières en suspension beaucoup moins marquée

que celle du plomb, et se répartit en général de manière équivalente entre la fraction dissoute et

la fraction particulaire. D’après Colandini (1997), seuls 56% du cadmium sont fixés sur les

matières en suspension.

Le cadmium métal n’est pas hydrosoluble, mais certains de ses sels (chlorures, nitrates, sulfates

de cadmium) le sont. Les carbonates et les hydroxydes de cadmium le deviennent à un pH

inférieur à 7. L’élimination du cadmium dans l’eau potable est tout de même possible par

précipitation et échange d’ions [Potelon, 1993].

De même que le plomb, le cadmium est transporté par l’eau par lessivage ou lixiviation selon

qu’il est sous forme particulaire ou dissoute et subit un certain nombre de phénomènes

physiques, chimiques ou biologiques. Il peut être lui aussi adsorbé à la surface des particules

solides de manière spécifique (adsorption chimique par liaison covalente) ou non spécifique

(adsorption physique par échange d’ions et par liaison électrostatique), précipiter ou

coprécipiter, ou former des complexes qui peuvent être mobiles.

Zinc

Le zinc a lui aussi une origine principalement anthropique. A titre d’illustration, citons que

96% des émissions atmosphériques de zinc sont d’origine anthropique [Colandini, 1997]. Dans

les eaux de ruissellement, il provient surtout du lessivage des toitures, de la corrosion des

canalisations et des matériaux galvanisés ainsi que de l’usure des pneumatiques [Chocat et al.,

1997]. Sa présence est permanente et généralisée à l'ensemble des sites urbains, et ne présente a

priori pas de caractère saisonnier.


44

De manière générale, plus le pH de l'eau de pluie est faible, plus la teneur en zinc sera élevée

(corrosion plus forte des toitures, des barrières de sécurité des voiries, etc.).

Le zinc est un oligo-élément, à la fois nécessaire en faible quantité (4 à 10 mg/jour) et toxique à

forte concentration ce qui rend complexe l’étude de son impact écotoxicologique. Les effets

gênants du zinc sont essentiellement d'ordre organoleptique. Il donne, en effet, un goût

déplaisant à l'eau potable à partir de 5 mg/l [Potelon, 1993].

Chez l'homme, une intoxication aiguë se traduit - entre autre - par des troubles digestifs, mais

cette toxicité n’est généralement préoccupante que pour les dialysés rénaux.

Par contre, pour les végétaux, les animaux, et les micro-organismes, la toxicité du zinc se fait

déjà ressentir à des doses inférieures au mg/l. Il y a alors une diminution de la photosynthèse

des végétaux, une altération des branchies chez les poissons, et un retard de la ponte des œufs

chez les oiseaux.

Le zinc présente une affinité moins grande pour les matières en suspension que les autres

métaux lourds habituellement considérés (Cd, Pb, Cu) [Colandini, 1997].

L'agence américaine de protection de l’environnement (EPA) affirme que le zinc se trouve à

l'état naturel, principalement sous forme de sulfure de métal, et plus spécifiquement de sulfure

de plomb, de cuivre, de cadmium, de fer. Pitt et Amy cités dans [Pitt et al., 1994] rapportent

que le zinc se retrouve souvent sous une forme divalente telle que des sulfures, oxydes, sulfates

ou hydroxydes.

De même que le plomb, le zinc subit l’ensemble des phénomènes associés aux métaux lourds,

c’est à dire l’adsorption spécifique et non spécifique, la précipitation, la coprécipitation, la

chélation et la complexation [Colandini, 1997].

Cuivre

Les émissions atmosphériques de cuivre d’origine anthropique représentent 93% des quantités

totales émises [Colandini, 1997]. Le cuivre contenu dans les eaux de ruissellement pluvial

provient également de la corrosion des toitures et des gouttières. L’industrie céramique, textile,

photographique, ou les tanneries sont aussi de gros producteurs de cuivre, de même que

l’agriculture lorsqu’elle utilise des insecticides contenant des sels de cuivre [Chocat et al.,

1997].

La circulation automobile est l’une des principales sources de cuivre dans les eaux de

ruissellement car il provient de l’usure des garnitures de freins et est utilisé dans les

convertisseurs catalytiques [Colandini, 1997].

Sa présence est permanente et généralisée à tous les sites urbains. Cette pollution chronique est


45

accrue dans certains sites urbains par des rejets industriels et agricoles.

Le cuivre est un oligo-élément, essentiel à faible dose (3 mg/jour pour les adultes, 2 mg/jour

pour les enfants). Il donne un goût très prononcé à l'eau potable (elle a un mauvais goût à partir

de 1 à 2 mg/l et est « imbuvable » à partir de 5 mg/l). Il est généralement plus toxique sous

forme ionique que lorsqu'il est complexé avec la matière organique ou qu'il précipite sous

forme de carbonate.

Les impacts écologiques du cuivre sont nombreux. On remarque une diminution de l'activité

photosynthétique des végétaux, une altération des branchies, un retard de la ponte des œufs

lorsqu’il y a surabondance de cuivre.

Dans les eaux non polluées, le cuivre se trouve principalement sous forme complexée donnant

des carbonates, tandis que dans les eaux fortement polluées, il est surtout complexé avec de la

matière organique. Il a été observé que le cuivre, dans les eaux naturelles, à un pH proche de 7,

était dans un état de valence +1 ou +2. A ce pH, les formes communes du cuivre inorganique

sont des combinaisons avec des sulfures, des sulfates, des hydroxydes, des cyanides et des

iodides. L’ion Cu2+ est la principale forme du cuivre complexé avec la matière humique [Pitt et

al., 1994].

De même que le plomb et le zinc, le cuivre subit l’ensemble des phénomènes physico-

chimiques généralement associés aux éléments traces : adsorption spécifique et non spécifique,

précipitation, coprécipitation, chélation et complexation.

2.2.2 : Les nutriments (azote, phosphore) et les sels

L’évolution de différents paramètres en fonction de la distance de filtration dans le sol est

donnée par le tableau 2.3 d’après J.M. Toups cité dans [Detay, 1997]. Ce tableau dresse le bilan

de l’évolution des principaux sels dissous dans l’eau de recharge lors du processus d’infiltration

dans le sol.


46

Eléments dosés Surface 0.6 m 1.2 m 1.8 m 2.5 m

Eléments inchangés

Sodium (Na) en mg/l 152 120 142 140 138

Sulfates (SO4) en mg/l 164 160 164 161 168

Chlorures (Cl) en mg/l 126 134 131 130 126

PH 8.02 7.69 7.87 7.84 7.78

Eléments qui augmentent

Calcium (Ca) en mg/l 60.8 132 127 139 138

Magnésium (Mg) en mg/l 19.9 20.9 19.4 17.9 30.1

Bicarbonates (HCO2) en mg/l 385 369 336 395 487

Total substances dissoutes 1011 994 1050 1080 1200

Dureté totale (CaCO3) 234 411 398 422 520

Eléments qui diminuent

Potassium (K) en mg/l 14.5 13 15.4 12.6 5.1

Ammonium (NH4+) en mg/l 40 0 0 0 0

Phosphates (PO4) en mg/l 5.4 0.6 10 0.3 0.2

Demande chimique en O2 39.3 10.4 9.7 17 14.6

Tableau 2.3 : Evolution des principaux sels dissous lors du processus d’infiltration dans le sol

d’après Toups cité dans [Detay, 1997]

Ce tableau nous permet de remarquer la disparition de l’ion ammonium dans les 60 premiers

centimètres de sol. Ceci pourrait être expliqué par le fait que cette zone correspond à l’activité

biologique maximale, donc à l’assimilation et à l’oxydation maximale de cet ion.

On associe très souvent la présence de nutriments au milieu rural, et pourtant les sources

urbaines ne sont pas négligeables. Effectivement, les deux tiers des apports d’azote aux eaux

superficielle incombe à l’agriculture [Dubois de la Sablonière, 1998]. Le tiers restant est donc

supposé d’origine urbaine.

Le tableau 2.4 récapitule la répartition de l’origine des nitrates et des phosphates selon leur

provenance urbaine ou rurale.


47

Milieu Urbain Milieu Rural

Nitrates 1/3 2/3

Phosphates 2/3 1/3

Tableau 2.4 : Répartition de l’origine des nutriments entre le milieu urbain et le milieu rural

Produits azotés

L’origine, le comportement et la toxicité de l’azote (N) dépendent de la forme sous laquelle il

se trouve.

La figure suivante schématise les transformations et formes chimiques de l’azote.

NH4+ → NO2

- → NO32-

(Ammonium) Nitritation (Nitrites) Nitratation (Nitrates)→

Nitrification

NH3+ (volatil) (volatil)

⇑ ⇑N org . → NH4

+ → NO2- → NO3

- → N2

bactérieshétérotrophes

Nitrosomonas Nitrobacter bactériesdénitrifiantes

Figure 2.1 : Schéma des transformations possibles de l’azote

L’ion ammonium (NH4+) est partiellement retenu par échange d’ions, mais il peut aussi circuler

jusqu’à la nappe. Dans tous les cas de figure, il peut être transformé en nitrites puis en nitrates.

L’ion nitrite (NO2-) provient soit d’une oxydation incomplète des ions ammonium, soit d’une

réduction des nitrates sous l’influence d’une action dénitrifiante. Les nitrites sont très solubles

mais très peu persistants, la nitratation étant beaucoup plus rapide que la nitritation. Cette

forme chimique de l’azote est donc très peu présente dans le sol.

L’ion nitrate (NO32-) est particulièrement soluble et mobile. Le seul frein à sa migration est son

assimilation par la flore ou par les micro-organismes ou sa transformation par dénitrification

(en milieu réducteur) [Le Roch, 1991].

Il est difficile d’omettre de parler de l’agriculture lorsque l’on étudie la pollution des eaux par

les nitrates. Puisque notre recherche se situe en milieu urbain, l’agriculture et le milieu rural


48

sortent donc du cadre de notre étude. Par contre, la circulation atmosphérique des produits

azotés, et leur utilisation en milieu urbain (jardins publics ou privatifs, parcs...) engendre des

concentrations parfois non négligeables dans les eaux de ruissellement pluvial.

L’ion ammonium (NH4+) provient essentiellement des déjections animales et humaines (lisier,

purin, eaux usées). Dans les eaux de ruissellement urbain, il a pour origine principale, la pluie

et la neige (par dissolution de l’azote atmosphérique dans les nuages) ainsi que de la

décomposition de la matière organique par les bactéries et les champignons.

Les nitrites sont utilisés en chimie dans le traitement des surfaces ou sous forme de colorant. Ils

ne sont pas très stables et disparaissent assez rapidement dans le milieu naturel.

Les nitrates proviennent de la minéralisation de la matière organique, des engrais azotés (pour

jardins et parcs des zones périurbaines et résidentielles), ou directement des résidus animaux, et

des boues issues des stations d’épuration, etc.

La diversité des sources de nitrate fait que leur fréquence est difficile à expliciter. Lorsqu’ils

proviennent des précipitations sous forme de neige, ils sont évidemment saisonniers (hiver)

mais généralement à de faibles concentrations. Leur utilisation comme engrais fait qu’ils sont

en plus forte concentration au printemps.

L’azote est un élément indispensable à la croissance des végétaux. D’un point de vue

écologique, la présence de nitrates dans les systèmes aquatiques stimule la poussée

planctonique, ce qui peut provoquer en présence d’une quantité suffisante de phosphates une

eutrophisation accélérée (ou hypereutrophisation, ou dystrophisation) des milieux aquatiques.

Sous la forme ionisée, NH4+ (l’ion ammonium) est relativement peu toxique, mais peut

engendrer indirectement divers inconvénients. En effet, il peut provoquer la corrosion des

conduites surtout si elles sont en cuivre. Il limite l'effet désinfectant du chlore ajouté à l’eau

potable pour inhiber la prolifération des bactéries et des germes pathogènes. L’ion ammonium

et le chlore peuvent alors réagir ensemble et former des complexes organiques néfastes pour la

santé humaine. Sa teneur dans l’eau potable est alors limitée à 0,5 mg/l.

Entre 50 et 100 mg de nitrate par litre, la consommation de l'eau n'est plus recommandée pour

les femmes enceintes et les nourrissons de moins de six mois. Au delà de 100 mg, l'eau doit être

interdite à la consommation, elle n'est alors plus potabilisable.

Pour l'homme, les nitrates ne sont pas eux-mêmes dangereux pour sa santé, mais c'est leur

transformation en nitrites dans l’estomac qui représente un risque potentiel. La transformation

des nitrates en nitrites provoque une diminution du pH dans l'estomac, ce qui permet une

prolifération des bactéries responsables de cette transformation (réaction en boucle). Ce


49

problème existe surtout chez les nourrissons.

La présence de nitrites dans l'estomac peut aussi provoquer une oxydation de l'hémoglobine en

méthémoglobine (transformation de Fe2+, élément de l’hémoglobine, en Fe3+, inhibiteur du

transport de l’oxygène dans les poumons ou les tissus), qui se manifeste par une cyanose (ou

maladie bleue), surtout chez le nourrisson, pour qui l'eau constitue la part prépondérante de son

alimentation (1 litre d'eau par jour).

De plus, il peut y avoir une prédisposition du nourrisson à cette maladie si sa mère a consommé

des eaux riches en nitrates pendant sa grossesse.

L'absorption de 500 mg de nitrites peut provoquer une inflammation des muqueuses intestinales

chez l'adulte.

Les nitrites pourraient être à l'origine de la formation de composés N-nitrosés (nitrosamine et

nitrosamide) soupçonnés d'être cancérigènes.

Les nitrates (NO3 - ) sont la forme la plus courante, la plus stable et la plus biodisponible. Sauf à

quelques rares exceptions, l’ion ammonium nécessite d’être oxydé pour pouvoir être assimilé.

Les cyanobactéries sont les seuls organismes à pouvoir assimiler directement l’azote gazeux

(N2) en le transformant en ion ammonium (NH4+ ). Les nitrates sont peu réactifs et leur transfert

dans le sol se fait essentiellement sous forme dissoute [Baize et al., 1995].

Produits phosphatés

Leur présence dans les eaux est due aux rejets industriels (agro-alimentaire, laverie, traitement

de surface), agricoles (engrais, pesticides), domestiques (détergent, lessives, shampooings) ou à

leur utilisation pour lutter contre la corrosion et l’entartrage (polyphosphate). Ils proviennent

aussi en grande partie des rejets animaux et humains (contamination fécale [Gaujous, 1993],

épandage (lisier de porcs, fumier, purin...), des boues des stations d’épuration, de l’industrie

agro-alimentaire...). Leur concentration est donc beaucoup plus élevée dans les eaux usées que

dans les eaux de ruissellement pluvial, mais ils peuvent toutefois y être présents

Le phosphore est un élément essentiel à la croissance des êtres vivants (végétaux et animaux).

Les phosphates sont les formes minérales du phosphore, formés à partir des ions PO43- (ils sont

généralement peu solubles dans l'eau). Les formes hydrogénées (H2PO4- et HPO4

2-) sont

beaucoup plus solubles [Chocat et al., 1997]. La forme sous laquelle se trouve le phosphore

(PO43-, PO5, H2PO4

- et HPO42-) dépend du pH. Dans les eaux naturelles (pH compris entre 5 et

8), on trouve essentiellement : H2PO4- et HPO4

2-.

Les phosphates, à des teneurs supérieures à 0.2 mg/l, favorisent la prolifération des algues qui

conduit à une eutrophisation des milieux aquatiques, parfois même à leur hypereutrophisation.

Les conditions de vie y sont alors fortement dégradées, et la production d'eau potable peut être


50

compromise.

Lorsqu'un milieu bien oxygéné (en hiver) présente un excédent de phosphate, celui-ci peut se

combiner avec d'autres éléments (Fe, Al), et n'être libéré qu'en cas d'anoxie (manque

d'oxygène). Ceci provoque alors une augmentation brutale de la production végétale, et donc

une prolifération des algues, diminuant d'autant plus le taux d'oxygène dissous (phénomène de

fleur d'eau) [Chocat et al., 1997].

Cet oligo-élément est nécessaire à l’homme à des doses journalières de 1 à 3 grammes. Une

carence en phosphore peut provoquer fatigue, anorexie ou douleurs osseuses. A des doses

élevées, les sels de pyro et méta - phosphates peuvent inhiber l’effet des sels de calcium et

engendrer nausées, vomissements, troubles gastro-intestinaux [Potelon, 1993].

Les phosphates sont généralement rapidement dégradés, et puisque leurs concentrations ne sont

pas très élevées dans les eaux de ruissellement urbain, ils ne sont pas considérés comme un

polluant majeur dans ce contexte.

La pollution des eaux superficielles par les phosphates est parfois préoccupante, mais en ce qui

concerne le sol, ce type d’apport ne semble pas constituer un cas critique. Par contre, la

présence de phosphates dans les eaux souterraines est généralement le témoin d’une pollution

par d’autres substances. On peut dire que si une nappe d’eau souterraine est polluée par des

phosphates, c’est qu’elle l’est aussi par beaucoup d’autres éléments [Potelon, 1993].

Le phosphore, contrairement à l’azote ne possède pas de forme volatile et ne subit donc pas de

transport atmosphérique [Balland, P., 1998].

Les phosphates sont des composés très réactifs. Ils sont donc adsorbés très rapidement à la

surface des particules colloïdales, et leur transfert dans le sol se fait donc presque

exclusivement sous forme particulaire. La concentration en phosphate dissous dans la solution

de sol est très faible et ne dépasse généralement pas 100 µg/l. Le risque de contamination des

eaux souterraines par les phosphates contenus dans le sol ne sera donc dû qu’à leur transport

particulaire (lessivage) [Maréchal, 1996]. On peut donc considérer que l’infiltration des eaux de

ruissellement pluvial ne constitue pas un risque majeur de contamination du sol ou des eaux

souterraines par les phosphates.

Les sels

Les sels et surtout le chlorure de sodium sont très couramment utilisés pour le déverglaçage des

voiries. C’est donc en général un apport massif et ponctuel. On utilise parfois aussi du chlorure

de calcium. Il s’avère efficace jusqu’à -35°C, mais coûte quatre fois plus cher que le chlorure

de sodium, efficace, lui jusqu’à -15°C [Chevalier, 1995].

Les sels que l’on trouve dans les eaux de ruissellement sont régis par un équilibre entre la phase

dissoute et la phase particulaire. On trouve alors les cations Na+, Ca2+, K+ et les anions Cl-,


51

SO42-, HCO3

- et CO32-.

L’ion chlorure (Cl-) a d’autres origines anthropiques que le salage des routes. Il provient

également de l’industrie chimique, des rejets d’eaux usées, de l’irrigation, des décharges ou de

la pénétration de l'eau de mer.

D’autres types de sels proviennent des émissions atmosphériques produites par l’industrie ou

l’automobile (SO2).

La quantité de sels de déverglaçage utilisés en hiver dépend des conditions climatiques de la

ville. Par contre, la présence des sels issus de dépôts atmosphériques (SO2) est permanente et

généralisée à l’ensemble des sites urbains.

L'ion SO42- est le plus souvent lié à des ions majeurs tels que Na+, Mg2+, Ca2+, les composés

alors formés sont solubles (contrairement aux sulfates de plomb, de baryum, de strontium). Le

seuil de détection gustative est de l’ordre de 200 à 500 mg/l pour le sulfate de sodium, 250 à

900 mg/l pour le sulfate de calcium et 400 à 600 mg/l pour le sulfate de magnésium.

Il n'a que peu d'effet sur l'homme si ce n’est le mauvais goût qu’il procure à l’eau. Lorsqu’il est

sous forme de sulfate de magnésium, il peut engendrer des diarrhées infantiles.

A des teneurs élevées (supérieures à 300 mg/l) il peut entraîner la corrosion des conduites et

donc mobiliser certains métaux constituant les conduites.

Sa présence dans la phase liquide du sol peut aussi remobiliser des métaux lourds contenus

dans le sol tels que le cadmium ou le zinc. Ceci s’explique notamment par la compétition qui

existe entre les cations (métalliques ou pas) pour les sites d’échange d’ions dans le sol.

L'ion Cl- se trouve à la fois sous forme de sels de sodium (NaCl), de potassium (KCl), de

calcium (CaCl2), ou sous sa forme ionique. Il s’avère préjudiciable pour les personnes atteintes

de maladie rénale ou cardio-vasculaire. Sa détection gustative est possible à partir de 250 mg/l.

Il est lui aussi susceptible d’engendrer la corrosion des conduites et donc la remobilisation des

métaux.

Le régime alimentaire d'un adulte doit lui fournir au minimum 600 mg de chlorure par jour

(c'est l'ion le plus abondant dans le corps humain) [Potelon, 1993].

L’ion Cl-, de même que NO3- est considéré comme inactif vis à vis des surfaces de la matrice

solide du sol. Il est donc sous forme dissoute dans la solution de sol, ce qui explique son

transfert rapide [Maréchal, 1996]. Son caractère inerte vis à vis de l’ensemble des processus de

rétention dans le sol font de lui un traceur remarquable pour l’étude hydraulique quantitative

des sols.


52

Le cation Ca2+ [Potelon, 1993]

La teneur en calcium des eaux naturelles est comprise entre 1 et 150 mg/l. Elle est directement

liée à la géologie du site. Le calcium est un élément important lorsque l’on parle de la dureté de

l'eau. En effet, la dureté d’une eau est directement associée à sa concentration en ions Ca2+.

Il est parfois utilisé pour la neutralisation des effluents acides par la chaux (lagunage).

C’est un oligo-élément essentiel à des doses journalières de 0,7 à 2 g. Il ne représente pas un

réel danger pour l'homme, même à des concentrations élevées. Le seuil de détection gustative

est de l’ordre de 100 à 300 mg/l d'eau. Une teneur trop élevée peut provoquer l’entartrage des

canalisations mais une teneur trop faible rend l’eau corrosive vis à vis des conduites (absence

de la protection formée par une couche de calcaire sur les conduites et donc contact direct de

l’eau et de la conduite).

Le cation Na+

Son origine est anthropique domestique (sel de cuisine), urbaine (déverglaçage en hiver),

industrielle, agricole (maintien de la perméabilité du sol), et naturelle (il représente en effet

2,83 % de la croûte terrestre (soit 26 g/kg), mais il est toujours combiné à d'autres ions). Il

possède une très forte solubilité et se trouve donc principalement dans les eaux sous forme

dissoute.

C’est un élément essentiel à l’organisme humain à des doses journalières de 200 à 2000 mg

minimum (un régime normal correspond à 5000 mg par jour). Il ne présente pas de toxicité

aiguë pour l'homme, mais à très forte dose, il peut provoquer de l’hypertension sur des sujets

prédisposés, ainsi que des problèmes pour les nourrissons et les personnes atteintes de troubles

cardiaques, vasculaires ou rénaux.

Une augmentation ou une diminution de la quantité de sels présents dans une eau n'est pas

forcément représentative d'une pollution, mais peut parfois être simplement interprétée comme

un changement de conditions environnementales.

La présence de sels donne un goût désagréable à l’eau. Elle peut aussi avoir un effet laxatif sur

l'homme, ou provoquer des maladies rénales et cardio-vasculaires.

Les sels (NaCl, KCl..) sont des composés très solubles ce qui leur permet de migrer facilement

dans le sol. Bien que les quantités présentes dans les eaux de ruissellement pluvial ne soient pas

très importantes (tout au moins sur une moyenne annuelle), leur solubilité et donc leur facilité à

être transporté peut provoquer une contamination des eaux souterraines


53

�� /HV VXEVWDQFHV RUJDQLTXHV � OHV K\GURFDUEXUHV HW SURGXLWV GpULYpV

Les hydrocarbures sont des substances composées exclusivement de carbone et d’hydrogène.

On inclura toutefois dans ce groupe, des substances dérivées dont la structure chimique, la

nomenclature et le comportement peuvent être assimilés à ceux d’un hydrocarbure.

Plus le nombre d’atomes de carbone sera grand, plus la molécule sera dite lourde.

Les propriétés moléculaires des substances organiques (solubilité dans l’eau, volatilité,

structure électronique) ont une très grande importance vis à vis de leur comportement et de leur

devenir dans le sol [Yaron et al., 1996].

Dans les eaux de ruissellement pluvial, la majorité des hydrocarbures ont pour origine le

lessivage de l’atmosphère et des surfaces urbaines chargées de particules provenant de diverses

sources et notamment du trafic routier ou du chauffage urbain. Leur présence dépend donc

fortement de l’urbanisation des bassins versants.

On remarque une variation saisonnière des concentrations en hydrocarbures, et plus

particulièrement de celles des HAP qui proviennent d’une combustion incomplète. Leur

consommation est généralement plus forte en hiver entraînant une augmentation à cette période

de leur concentration dans les eaux de ruissellement urbain [Bertrand-Krajewski, 1998].

A titre indicatif, signalons que la production mondiale d’hydrocarbure liquide a dépassé

3 milliards de tonnes en 1990 [Ramade, 1991].

Les hydrocarbures donnent un mauvais goût à l’eau à partir de 1 mg/l. Pour la plupart d’entre

eux, les doses de toxicité sont largement supérieures aux doses de détection organoleptique.

L'eau ou les aliments ne sont donc plus consommés (à cause de leur mauvais goût) bien avant

qu'ils ne soient toxiques. Certains hydrocarbures, bien que moins toxiques que d’autres,

peuvent par contre exalter la toxicité d'autres polluants tels que les métaux lourds.

Les hydrocarbures ne peuvent être dégradés que par les bactéries et les champignons. De

manière générale, ils sont peu solubles dans l’eau puisqu’ils sont souvent non polaires (la

solubilité des hydrocarbures croît avec leur polarité). Les hydrocarbures rencontrés dans les

eaux de ruissellement pluvial sont en fait un mélange d’hydrocarbures ayant leur propre

comportement dans le sol, que l’on ne peut pas directement corréler au comportement de

chacun de leurs constituants. La capacité d’évaporation des hydrocarbures est fonction de leur

pression de vapeur, et donc inversement proportionnelle au nombre d’atomes de carbone qui les

composent et à leur poids moléculaire [Yaron et al., 1996].

Dans le but de caractériser la mobilité d’un composé organique, on détermine sa lipophilicité,

c’est à dire son degré d’attraction envers les graisses, représenté par l’intermédiaire du

coefficient de partage octanol-eau koc.


54

Le composé est d’autant plus mobile que koc est faible [Gaillard, 1993]. Sa biodisponibilité, et à

travers elle, sa toxicité, est associée à la mobilité du composé. Elle est donc représentée

également par son coefficient de partage octanol - eau (kow) [Van Genuchten, 1998].

2.3.1 : Les hydrocarbures aliphatiques

Les hydrocarbures aliphatiques proviennent essentiellement du trafic routier. Leur présence

dépend donc fortement de l’urbanisation des bassins versants. Ils représentent à eux seuls

environ les deux tiers des quantités d’hydrocarbure rejetées par temps de pluie [Hunter et al.,

cités dans [Bertrand-Krajewski, 1998]].

Les hydrocarbures aliphatiques comprennent les alcanes (CnH2n+2), les alcènes (CnH2n-2), les

alcynes (CnH2n), les isoalcanes et les cycliques. Les alcanes n’ont que des liaisons simples entre

les carbones [Arnaud, 1996]. On y rencontre donc des alcanes gazeux (méthane, éthane,

propane...), et des alcanes liquides (le fuel et le mazout, l’essence, le gas-oil, le kérosène et le

diesel) [Lallemand-Barres, 1995]. Ils sont insolubles (ou très peu solubles) dans l’eau comme la

majorité des hydrocarbures, en revanche ils sont solubles dans les autres hydrocarbures, les

liquides organiques et les graisses. Les alcènes possèdent une liaison double entre les carbones.

Les alcynes ont une liaison triple carbone-carbone [Arnaud, 1996]. De manière générale, les

hydrocarbures aliphatiques présentent une toxicité moindre que les hydrocarbures aromatiques

polycycliques (HAP), bien que cela dépende aussi des organismes récepteurs. Ainsi, la toxicité

des hydrocarbures aliphatiques est beaucoup plus forte que celle des HAP pour les bactéries,

mais cela constitue une exception.

Les hydrocarbures aliphatiques ne peuvent être dégradés que dans des conditions aérobies,

exceptionnellement en conditions anaérobies lors d’une minéralisation par NO3. La

biodégradation de ces composés nécessite donc généralement la présence d’oxygène. Dans

l’ordre croissant de biodégradabilité, on trouve les cycloparaffines, les alcènes, les isoalcanes et

les alcanes [Lallemand-Barres, 1995].

2.3.2 : Les hydrocarbures aromatiques ou arènes

Les hydrocarbures aromatiques sont d’excellents solvants pour les laques et les peintures. Le

benzène est de loin le plus utilisé des hydrocarbures benzéniques. Il est en effet à la base de la

fabrication de nombreux composés tels que les matières plastiques, résines, colorants, explosifs,

détergents, insecticides, textiles, etc. La production française de benzène est de 500 000 tonnes

par an [Arnaud, 1996].


55

Les hydrocarbures aromatiques se distinguent des autres par un rapport C/H très élevé. Ils sont

constitués d’au moins un cycle hexagonal de carbone, chacun étant lié à un unique atome

d’hydrogène (cycle benzénique). Le plus simple d’entre eux est le benzène (C6H6). On peut

citer aussi le naphtalène (accolement de deux noyaux de benzène), le toluène, le cumène, le

xylène ou le styrène.

La majorité des hydrocarbures aromatiques sont toxiques et parfois même cancérigènes (c’est le

cas des arènes à plusieurs noyaux benzéniques accolés tels que le pyrène que l’on a classé

parmi les hydrocarbures aromatiques polycycliques) [Arnaud, 1996].

De manière générale, les hydrocarbures aromatiques sont moins denses que l’eau dans laquelle

ils sont insolubles. Ils peuvent former un film à la surface d’une étendue d’eau, diminuant ainsi

l'oxygénation des milieux aquatiques, supprimant ou réduisant les transferts alimentaires, et

pouvant provoquer un colmatage des branchies. Les hydrocarbures peuvent concentrer des

micropolluants peu solubles (pesticides) et permettre alors leur absorption par les organismes

vivants. Ils peuvent aussi modifier le comportement des êtres vivants en perturbant les relations

écologiques des chimiomédiateurs.

Jusqu’en 1988, on croyait la biodégradation des hydrocarbures aromatiques uniquement

possible en conditions aérobies. Il se trouve en fait qu’une biodégradation anaérobie est

possible pour le benzène, le toluène et l’éthylbenzène. Toutefois, cette biodégradation est

généralement insignifiante. Des conditions aérobies sont donc favorables à une biodégradation

des hydrocarbures aromatiques. Le benzène, le toluène et le xylène sont facilement

biodégradables [Lallemand-Barres, 1995]. L’oxydation du benzène n’est possible que par

combustion, en présence de dioxygène à 450°C et de catalyseur [Arnaud, 1996], elle n’est donc

pas possible dans des conditions naturelles.

2.3.3 : Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP)

Bien que les hydrocarbures aromatiques polycycliques fassent partie des hydrocarbures

aromatiques (paragraphe 2.3.2) ils constituent de par leur toxicité à très faible dose, un groupe

différent des autres hydrocarbures aromatiques. Les Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques

proviennent essentiellement de la combustion incomplète des hydrocarbures [Potelon, 1993], et

surtout du diesel et du charbon [Ramade, 1992].

Ils peuvent parfois avoir une origine naturelle et être synthétisés par quelques bactéries, algues

ou végétaux supérieurs, mais cette source ne représente au maximum que 10% des émissions

totales [Bertrand-Krajewski, 1998]. D’autres sources sont l’arrachement de particules de

bitume, la dégradation des pneus, l’abrasion de l’asphalte, ou l’industrie (garage, raffinerie,


56

pétrochimie...).

Du fait de leur origine essentiellement automobile, leur présence est permanente et généralisée

à l’ensemble des zones urbaines et périurbaines. On remarque toutefois une augmentation des

concentrations en HAP dans les eaux de ruissellement pluvial en hiver, certainement due à une

augmentation des émissions atmosphériques provoquées par un accroissement du trafic routier

et du chauffage urbain.

Les HAP n’ont pas un temps de résidence très long dans le corps humain. Une grande part de ce

qui est consommé est évacuée en quelques jours. Les HAP sont toutefois supposés

cancérigènes. Ils ont provoqué sur des animaux des tumeurs quel que soit le mode de contact

(inhalation, ingestion ou contact cutané). De même, ils ont provoqué sur des souris une baisse

de la reproduction ainsi qu’une diminution du poids de leur progéniture. Bien que rien ne soit

prouvé pour l’homme, il est toutefois fortement supposé que l’on rencontre le même type

d’effets.

Parmi les HAP, on peut citer l’anthracène ou le phénanthrène (accolement de trois noyaux de

benzène), le pyrène, le fluoranthène ou le fluorène.

Les HAP reconnus cancérigènes (benzopyrène) et toxiques sont peu hydrosolubles mais se

fixent très facilement sur les matières particulaires et les argiles qui peuvent être en suspension

dans l’eau [Potelon, 1993].

La présence de substituants alkyles sur les molécules de HAP accroît leur cancérogénéité. De

même, l'halogénation de ces mêmes molécules accroît leur toxicité.

Les HAP présentent une très forte affinité pour les matières en suspension d'origine pluviale ou

pour les substances humiques et fulviques. De par leur faible solubilité, ils sont facilement et

souvent fortement retenus par le sol et donc très peu accessibles à la dégradation biologique. La

faible portion de HAP sous forme dissoute peut subir une forte photolyse [Pitt, 1994].

Les particules à très faible poids moléculaire (phénanthrène, anthracène), émises sous forme

gazeuse, peuvent être photodégradées. Les particules à poids moléculaire intermédiaire

(fluoranthène, pyrène) se répartissent entre les fractions gazeuses et particulaires, et ont

tendance à être dispersées et photodégradées. Les composés à haut poids moléculaire se

déposent à proximité immédiate du lieu d’émission c’est à dire sur les chaussées.

Les HAP tels que l’anthracène, le chrysène, le fluoranthène, le phénanthrène, sont issus d'une

combustion incomplète (insuffisance d'oxygène lors de la combustion d’hydrocarbures).

Ils sont considérés comme cancérogènes par ingestion ou par contact avec la peau à de très

faibles doses (par exemple une concentration en HAP associée à un risque de cancers de 10-6

est seulement de 9,7 10-4 µg/l).

Pour le benzo(a)anthracène, la plus grande source est la combustion de l'essence (un litre

d'essence brûlé émet 5 mg de benzo(a)anthracène). On le retrouve aussi dans les produits de


57

traitement des bois et les eaux usées domestiques (0,2 à 1 µg/l).

Les eaux de ruissellement pluvial peuvent en contenir plus de 10 µg/l.

Il y a 20 à 50 µg de benzo(b)fluoranthène par litre d'essence brûlé. Il est aussi présent dans le

bitume des toitures et dans les effluents domestiques (0,04 à 0,2 µg/l).

Le benzo(k)fluoranthène provient du pétrole brut, de l’essence, du bitume.

Le benzo(a)pyrène peut être synthétisé par des bactéries (E. Coli) à un taux de 20 à 60 µg par

kg de biomasse bactérienne sèche. Les eaux domestiques en contiennent jusqu'à 0,05 µg/l, les

eaux de ruissellement jusqu'à 400 µg/l. Il est considéré comme cancérogène et mutagène.

Le fluoranthène provient du pétrole brut, des huiles de moteur, de l’essence (1 mg produit par

litre d’essence brûlée), du traitement des bois. C'est un cancérogène potentiel car il accroît le

caractère cancérogène des autres substances. Il présente un risque élevé de contamination

lorsqu’il ne traverse qu’une zone saturée, par contre le risque devient très faible lorsqu’il

traverse une zone non saturée car il a alors une faible mobilité [Pitt et al., 1998].

Le naphtalène se trouve dans l’essence (dont la combustion est la source principale), les

insecticides (cas de la naphtaline), et les combustions naturelles incontrôlées (feux de forêts).

Les tests cancérogène et mutagène se sont avérés négatifs. Le naphtalène s’oxyde plus

facilement que le benzène et donne de l’acide phtalique [Arnaud, 1996].

Le phénanthrène est contenu dans l'essence brûlée (2,5 mg/l). Il n’est pas considéré comme

cancérogène, ni mutagène.

Le pyrène provient du pétrole brut, de l’essence (2,5 mg produit par litre d'essence consumée),

du bitume, du charbon, du traitement des bois. Il est dégradé à 85 % dans l'eau de mer au bout

de 12 jours, pour une concentration initiale de 365 µg/l. Il est cancérigène pour l'homme, mais

il n’est pas mutagène. De même que le fluoranthène, il ne présente un risque élevé de

contamination qu’en absence de zone non saturée [Pitt et al., 1998].

L’utilisation du chlordane comme pesticide a été recommandée par l'EPA, puis proscrite car il

se concentre très fortement le long de la chaîne trophique.

La biodégradation des HAP est particulièrement difficile, elle s’effectue noyau après noyau et

quasiment uniquement en conditions aérobies. Cette biodégradation est en fait très peu

significative. L’utilisation de processus biologiques dans le but de dégrader les HAP est donc

inutile [Lallemand-Barres, 1995]. Toutefois, d’après Mougin (1999), certains champignons

présentent de bonnes aptitudes à transformer les hydrocarbures aromatiques polycycliques,

mais la faible disponibilité de ces polluants interdit leur dégradation.


58

Remarque : Les composés suivants ne sont pas, à proprement parler des hydrocarbures

puisqu’ils ne sont pas constitués exclusivement de carbone et d’hydrogène. Ils comportent en

effet du chlore (solvant chloré) ou un autre halogène (substances organo-halogénées), de

l’oxygène (phénols), voire même de l’azote ou du souffre [Gaujous, 1993].

2.3.4 : Les composés organo-halogénés volatils et non

volatils

Les composés organo-halogénés volatils ont une origine exclusivement anthropique. Ils servent

à de multiples usages en tant que pesticides, agents plastifiants, solvants, matières plastiques,

gaz propulseurs d’aérosol, liquides cryogènes [Ramade, 1987]. Parmi l’ensemble des

halogènes, ce sont les THM (trihalométhane) que l’on rencontre le plus souvent, et notamment,

le chloroforme (CHCl3), le bromodichlorométhane (CHBrCl2), le chlorodibromoéthane

(CHBr2Cl), et le chlorobromométhane (CH2BrCl).

Les composés organo-chlorés peuvent être formés dans les usines d’eau potable lors de la

chloration, et résultent de la fixation du chlore sur la matière organique (acides humiques et

fulviques) [Gaujous, 1993].

Les solvants organo-chlorés volatils (dans ce cas l’halogène est le chlore) ont une origine

chimique. Ils proviennent des matières plastiques, des laboratoires, des peintures, des produits

de nettoyage, ainsi que des lixiviats des décharges. Les plus fréquemment rencontrés sont le

tétrachlorure de carbone (CCl4), le 1,2 dichloroéthylène (CH2Cl-CH2Cl), le

1,1,1, trichloroéthane (CCL3-CH3), le trichloroéthylène (CHCl=CCl2), le tétrachloroéthylène

(CCl2=CCl2).

On rencontre parmi ces composés organo-halogénés des insecticides tels que le DDT,

actuellement interdit à la vente mais dont l’impact écologique persiste. Par contre, d’autres

insecticides organochlorés sont toujours utilisés. Les plus fréquents sont le lindane

(hexachlorocyclohexane, très souvent noté HCH), divers cyclopentadiènes chlorés (chlordane,

aldrine, endrine, endosulfane). L’usage de la dieldrine et de l’heptachlore est interdit en France

depuis 1973 [Ramade, 1987]. Leur origine est généralement associée au milieu rural mais les

processus d’épandage font qu’il y a une très forte circulation atmosphérique de ces substances.

D’autre part, les pesticides sont aussi utilisés en milieu urbain notamment dans tous les parcs et

jardins qu’ils soient publics ou privés, ainsi que pour l’entretien des voies de circulation

(herbicides sur les voies de chemin de fer et les routes, fongicides pour le bois). On constate

cependant que les produits phytosanitaires utilisés en milieu urbain et en milieu rural sont

différents [Guivarc’h, 1999].

Les directives européennes recommandent que la concentration en haloformes soit réduite


59

autant que possible. La concentration limite autorisée en pesticides et en produits apparentés

pour l’alimentation en eau potable est de 0,1 µg par litre et par substance, exception faite pour

l’aldrine et la dieldrine où la limite est fixée par l’OMS à 0,03 µg/l et pour l’hexachlorobenzène

à 0,01 µg/l [Potelon, 1993].

Les hydrocarbures halogénés sont des hydrocarbures dont un ou plusieurs atomes d’hydrogène

ont été remplacés par un halogène (chlore, brome, iode ou fluor). Les composés fluorés

constituent un groupe particulier parmi les hydrocarbures halogénés. Ils sont en effet totalement

inertes chimiquement contrairement aux dérivés chlorés, iodés ou bromés qui sont très réactifs,

et constituent de ce fait une classe à part [Arnaud, 1996]. Les composés organo-chlorés, et plus

précisément les pesticides, sont très réactifs et sont fortement retenus dans le sol. Pour la

majorité d’entre eux, leur mobilité est donc supposée faible [Gaillard, 1993].

Les haloformes sont des dérivés du méthane avec un ou plusieurs atomes d’hydrogène

substitués par un atome de chlore, de fluor, de brome ou exceptionnellement par un atome

d’iode.

Les insecticides organo-halogénés possèdent un très grand spectre d’actions et ont donc un effet

non seulement sur leur cible, mais aussi sur la faune et la flore avoisinantes. D’une manière

générale, leur rémanence est considérable [Ramade, 1987].

Le comportement des hydrocarbures halogénés dépend essentiellement des perturbations

engendrées par l’électronégativité de l’halogène de substitution. La réactivité de ces

hydrocarbures dépend du type d’halogène considéré. Elle augmente dans l’ordre suivant : fluor

<< chlore < brome < iode. Les substances organo-iodées sont donc les plus réactives. La

réactivité augmente non pas avec la polarité des liaisons X-C (où X représente l’halogène),

mais avec leur polarisabilité, c’est à dire avec leur capacité à devenir de plus en plus polaire.

Parmi l’ensemble des hydrocarbures chlorés volatils, ceux qui peuvent être dégradés

biologiquement de manière plus ou moins importante sont [Lallemand-Barres, 1995] :

- les chloroéthènes : tétrachloroéthène (PCE), trichloroéthylène (TCE), cis-1,2-

dichloroéthène (CIS), trans-1,2,- dichloroéthène (TRANS), chlorure de vinylide (VDC),

chlorure de vinyl (VC)

- les chloroéthanes : 1,1,1-trichloroéthane (1,1,1-TCA), 1,1-dichloroéthane (1,1-DCA), 1,2-

dichloroéthane (1,2-DCA), monochloroéthane (CA)

- les chlorométhanes : hydrocarbure tétrachloré (tétrachlorométhane) (TC), chloroforme

(trichlorométhane) (CF), dichlorométhane (DCM), monochlorométhane (CM)

Cette biodégradation n’a lieu que dans des conditions aérobies lorsque la déchloration

s’effectue par O2 ou H2. Des conditions aérobies et anaérobies peuvent toutefois engendrer une

biodégradation lorsque la minéralisation se fait par H2O [Lallemand-Barres, 1995].

La nature du sol influe sur la persistance des substances organo-halogénées. De même, la


60

température a une influence sur la dégradation de ces substances (de faibles températures

ralentissent les processus de biodégradation) [Ramade, 1987].

Par leur faible solubilité et leur forte liposolubilité, les composés organochlorés sont très

faiblement biodégradables et sont donc susceptibles de présenter de forts taux de

bioaccumulation ou de bioamplification. La stabilité chimique de ces composés renforce leur

capacité de bioaccumulation. Les processus classiques de biodégradation (photooxydation,

hydrolyse et métabolisme par les micro-organismes) n’agissent que très lentement sur les

composés organo-halogénés. L’endosulfane et le lindane sont les seuls insecticides

organochlorés rapidement biodégradés par les bactéries [Ramade, 1987].

Le groupe des composés organo-halogénés comprend toutes les substances ayant une part

importante de chlore dans leur structure. On y rencontre à la fois les composés aromatiques tels

que les chlorobenzols et les composés acycliques tels que certains pesticides (fongicides et

bactéricides). Ces composés et leur résidus sont considérés comme très toxiques [Lallemand-

Barres, 1995].

La contamination de la faune souterraine (vers de terre), par exemple par les résidus de

dieldrine, d’heptachlore et de DDT (dichloro diphényl trichloroethane), est un danger

permanent pour les animaux terrestres tels que les oiseaux dont les vers de terre constituent une

part importante de l’alimentation. Chez certains vers de terre, le facteur de concentration de la

dieldrine atteint 166 par rapport au sol. De nombreux rapaces, qui représentent le haut de la

chaîne alimentaire, sont maintenant en voie de disparition après avoir été exposés à des

substances organo-chlorés (pesticides mais aussi PCB) [Ramade, 1987].

Des études américaines ont montré une très forte persistance des pesticides organochlorés. En

effet environ 40% des quantités initiales d’aldrine et de chlordane et 10 % du lindane

(hexachloroclyclohexane ou HCH) persistaient dans le sol, quatorze ans après le traitement

d’un champ. Ceci est dû principalement à la forte stabilité chimique de ces substances, qui leur

confère une très forte rémanence [Ramade, 1987].

La durée de demi-vie du DDT dans l’eau est estimée à dix ans, celle de la dieldrine à vingt ans

[Ramade, 1977]. Même lorsqu’ils sont volatils et à de très faibles concentrations, les composés

organochlorés présentent un risque élevé de contamination du sol ou des eaux souterraines du

fait de leur forte toxicité et rémanence.

Certains pesticides organo-phosphorés tels que le parathion (insecticides) peuvent être oxydés

sous l’influence de facteurs biotiques (micro-organismes décomposeurs par exemple). Les

produits dérivés qu’ils génèrent présentent alors une plus forte toxicité. La DL50 (dose létale

pour 50% de la population exposée) est divisée par dix chez le rat entre le parathion et le para-

oxon (produit d’oxydation du parathion) [Ramade, 1977].


61

2.3.5 : Phénols, phtalates et dérivés

[Lallemand-Barres, 1995], [Chevalier, 1995]

Les phénols comprennent au moins un groupe hydroxyle (OH) lié à un cycle benzénique. Ils

sont solides à température ordinaire. Les premiers termes (c’est à dire ceux comportant le

moins de carbone) sont généralement solubles dans l’eau [Arnaud, 1996]. Les phénols donnent

un mauvais goût à l'eau de boisson, ainsi qu’aux poissons à chair grasse qui en consomment et

qui les bioaccumulent.

Voici quelques exemples de phtalates : le Butyl benzyl phtalate (BBP) qui est un PVC servant

de plastifiant, le Bis(2-chloroethyl)ether (BCEE) sert d’ingrédient à des solvants, des

insecticides, des peintures, des laques, des vernis ou des désinfectants. On peut citer aussi le

Bis(2-chloroisopropyl)ether (BCIE) ou le 1,3-Dichlorobenzène (1,3-DCB).

On rencontre dans ce groupe, d’une part les hydroxyphénols (Catechol, Resorcine,

Hydroquinone), c’est à dire un noyau de benzène où le (ou les) radicaux H sont substitués par

OH, le phénol étant lui même un hydroxybenzol, d’autre part, les méthylphénols où un (ou

plusieurs) radicaux peuvent être un méthyl (ortho, méta et para Kresol, Xylenole) [Lallemand-

Barres, 1995]. Beaucoup de phtalates sont des produits de l’oxydation des composés

aromatiques, et notamment du benzène.

Les phénols sont présents principalement sous forme dissoute ce qui leur donne une très forte

mobilité. Cette propriété implique qu’ils ont une capacité de biodégradation plus élevée que les

autres hydrocarbures moins solubles, notamment les composés aromatiques mais qu’ils sont

aussi moins retenus par le sol. Cette capacité diminue lorsque le nombre de groupements

méthyl augmente. La biodégradation des phénols se fait dans des conditions aérobies. Ainsi les

phénols ne s’accumulent-ils pas dans l’environnement, mais ils n’en demeurent pas moins

toxiques pour la faune et la flore, et préjudiciable pour la qualité des eaux souterraines.

2.3.6 : PCB, Dioxine

[Ramade, 1987], [Clavelin, 1993], [Chevalier,1995], [Chassard-Bouchaud, 1995]

Les Poly-Chloro-Biphenyl (PCB) sont constitués de molécules très complexes, ayant plusieurs

degrés de chloration. Ils servent d’isolants dans les transformateurs, les condensateurs, d’agents

plastifiants, de fongicides... (souvent appelés pyralène, arochlor, fenclor...).

Ils se dissolvent facilement dans les huiles et pratiquement pas dans l'eau. Ils sont très résistants

à la dégradation biologique. Les caractéristiques écotoxicologiques des PCB sont très proches


62

de celles du DDT, c’est à dire qu’ils possèdent une très forte rémanence et une toxicité aiguë.

Les dioxines constituent les plus redoutables contaminants de la biosphère. Elles sont issues de

la dégradation ou de la combustion incomplète de molécules organo-chlorés (incinération

d’ordures ménagères ou de déchets industriels) et ne sont donc pas synthétisées de manière

intentionnelle par l’homme. La première source de dioxine dans l’environnement est

certainement le blanchiment des pâtes et papiers par le chlore gazeux. Elles se forment

spontanément lors de réactions chimiques.

Elles ont été responsables de la mort de nombreuses personnes lors de la catastrophe de Seveso

(notamment TCDD). 35 000 bovins et chevaux sont morts après avoir consommé du fourrage

contaminé par la dioxine. Bien que l’accident de Seveso date de 1976, la dioxine ne disparaîtra

définitivement du sol que d’ici 2040. Très peu solubles, les dioxines sont donc peu mobiles et

facilement adsorbées. Cette adsorption limite par contre leur biodégradation ce qui engendre

une très forte rémanence. Bien que considérées comme non biodégradables, les dioxines sont

photosensibles et peuvent donc être dégradées par la lumière, mais dans de faibles proportions.

La toxicité des PCB et des dioxines est déterminée par la position des atomes de chlore sur les

molécules de benzène.

L’annexe 3 donne les caractéristiques de certains hydrocarbures.


63

�� /HV PLFURRUJDQLVPHV SDWKRJqQHV

Les micro-organismes peuvent être classés en trois catégories : les virus dont il est difficile de

dire s’ils font partie ou non du monde vivant, les procaryotes qui incluent l’ensemble des

bactéries et cyanobactéries (autrefois appelées algues bleues) et les protistes (eucaryotes

unicellulaires) qui comprennent les algues, les champignons et les protozoaires. En ce qui

concerne les polluants dits « biologiques » nous nous intéresserons ici aux virus et aux

bactéries.

2.4.1 : Les virus

[Yavuz et al., 1984], [Pitt et al., 1994]

Les virus sont des agents pathogènes ayant pour victime l’homme, les animaux, les plantes, les

bactéries. Les particules virales sont des macromolécules formées de protéines et d’acides

nucléiques. Ce ne sont pas des êtres vivants à proprement parler puisqu’ils n’ont aucune

autonomie de réplication. Ils ne possèdent pas les systèmes enzymatiques nécessaires à leur

reproduction, c’est donc la cellule hôte qui reproduit les différents matériaux composant leur

structure par l’intermédiaire de leur code génétique (acide désoxyribonucléique). Puisqu’ils

n’ont aucune autonomie de multiplication, leur présence dans les eaux ne peut s’expliquer que

par la présence d’organismes hôtes ayant contaminé l’eau (par exemple, la présence de

bactéries pour les virus bactériophages).

Il existe deux catégories de virus selon qu’ils sont constitués de brins d’ARN (acide

ribonucléique) ou d’ADN (acide désoxibonucléique) à simple brin ou double, possédant une

enveloppe ou non.

Le tableau 2.5 suivant tiré de [Larousse, 1995] répertorie les virus, hôtes de l’homme :


64

Groupe exemple maladie

Virus à ADN parvovirus érythème

adénovirus pharyngite, maladies

respiratoires

papovirus papovirus verrues

herpervirus erpsteinbarr mononucléose

HSV herpès (180 nm)

VZV varicelle

poxvirus variole

Virus à ARN pirvornavirus poliovirus poliomyélite (27 nm)

échovirus diverses pathologie

rhinovirus rhume

togavirus fièvre faune

rétrovirus cancer, tumeur

HIV sida

HTLV 1 et 2 leucémie

parainxovirus influenza grippe (85 nm)

virus ourlien oreillon

virus morbilleux rougeole

réovirus (peu virulent)

Tableau 2.5 : Virus à ADN et ARN hôtes de l’homme [Larousse, 1995]

Certains virus, tels que les microvirus ou les bactériophages (45 à 95 nm), ont pour hôtes des

bactéries. D’autres, tels que les rhabdovirus (le virus de la rage (125 nm)) ont pour hôtes des

animaux vertébrés. On retrouve notamment le virus bactériophage T dans l’Echerichia Coli,

présente elle même dans les déjections.

La taille des virus est comprise entre 0.01 et 0.1 µm mais il existe des micro-organismes

pathogènes encore plus petits, les viroïdes. Jusqu’à présent les infections viroïdes n’ont été

observées que chez les végétaux, mais il n’est pas impossible qu’ils soient responsables de

maladies chez l’homme ou l’animal (ce serait peut être le cas de l’encéphalopathie

spongiforme) [Larousse, 1995].


65

Les virus sont beaucoup plus résistants que les bactéries. Ils peuvent être abondants dans les

eaux de ruissellement urbain. De plus, une très petite quantité est parfois suffisante pour

provoquer une infection. La taille réduite des virus est un facteur favorable à leur survie, ils

peuvent être facilement adsorbés sur des particules colloïdales qui leur servent alors de

protection et de moyen de transport. Par lixiviation, ils peuvent parfois atteindre les eaux

souterraines. L’absence de leur organisme « hôte » (animal, végétal ou bactérie) ne fait que

différer leur pouvoir infectieux mais ne les détruit pas. Leur adsorption, qu’elle soit dans le sol

ou sur les matières en suspension, est favorisée par un pH acide, une augmentation des cations

en solution et une diminution des matières organiques dissoutes avec lesquelles ils sont en

compétition pour les sites d’adsorption [Pitt et al., 1994].

Il existe de nombreuses substances insolubles capables d’adsorber les virus. C’est le cas de

certaines substances minérales (argile, talc, celite, sable, hydroxyde d’alumine, phosphate

d’alumine, oxydes de fer, phosphate de calcium, poudre et fibre de verre, charbon), ou

organiques (esters de cellulose, résines synthétiques, polyélectrolytes divers, fibres de coton,

feuilles de laitue, levures...).

L’adsorption est favorisée par un pH acide (3,5 à 5), une force ionique suffisante (au voisinage

de l’isotonie), la présence de cations divalents et trivalents (Mg2+, Al3+). Elle est inhibée par

une forte concentration en protéine ou en produits mouillants (détergents...).

La désorption par contre est favorisée par un pH alcalin (supérieur ou égal à 8), une forte teneur

en protéines, la chélation des cations divalents et trivalents (Mg2+, Al3+), l’action de certains

solvants ou des ultrasons.

Les virus de la faune et de la flore aquatiques sont les seuls capables de se multiplier dans un

milieu hydrique. Les autres sont parvenus dans l’eau par une pollution qui les héberge et les

véhicule mais ils n’ont aucune activité réelle.

On peut donc conclure que la petite taille et la résistance des virus leur confèrent un fort

potentiel contaminant, et plus particulièrement lors de pratiques de percolation, d’infiltration,

d’injection [Pitt et al., 1994]. Les facteurs influençant la mobilité des virus sont la nature du sol

(une texture plus fine retiendra mieux les virus, de même que la présence d’oxydes de fer), le

pH (l’adsorption des virus croît lorsque le pH diminue), la température (la mortalité des virus

communs double tous les dix degrés entre 5 et 30 °C), la présence de cations (accroît

l’adsorption), la présence de matière organique (diminue le nombre de sites d’adsorption), le

type de virus (comportement différent d’un virus à l’autre), la vitesse de filtration (doit être

suffisamment faible pour permettre la rétention), la teneur en eau (mobilité plus forte en milieu

saturé [Detay, 1997].


66

La vitesse d’infiltration a donc une importance primordiale sur la rétention des germes

pathogènes dans le sol. En effet, une vitesse lente de l’ordre de 0,6 m/jour (conductivité

hydraulique de l’ordre de 6.10-6 m/s) permettra la rétention de la grande majorité des germes sur

une profondeur inférieure à 1,6 m, tandis que le sol sera pollué à 2,5 m pour une vitesse

d’infiltration supérieure à 2 m/jour (conductivité hydraulique de l’ordre de 2.10-5 m/s).

D’autres ordres de grandeurs peuvent être cités, provenant des travaux de [Dizier et al] cités par

[Detay, 1997]] :

- avec une vitesse d’infiltration de 0,5 m/jour (K≈5.10-5 m/s), moins de 1% des virus

parcourent 80 cm en 50 jours.

- avec une vitesse de 5m/jour (K≈5.10-6 m/s), 1% des virus auront parcouru 12m en 50

jours.

Mais le paramètre le plus important de la rétention des virus dans le sol est le pH, ainsi

l’adsorption des virus sera presque complète à un pH inférieur à 5. On peut constater le même

phénomène pour certaines bactéries [Detay, 1997].

2.4.2 : Les bactéries :

[Yavuz et al., 1984] [Detay, 1997] [Larousse, 1995]

Les décomposeurs - bactéries et champignons - sont les seuls organismes capables de dégrader

les composés azotés en ammoniac (NH3), mais seules les bactéries sont capables d’oxyder

l’ammoniac en nitrite (NO2-) et en nitrate (NO3

2-). Le processus complet est appelé nitrification

(nitritation + nitratation). L’ultime phase, la dénitrification, est la réduction de ces composés

par d’autres bactéries en N2 puis sa libération dans l’atmosphère. Selon la source d’énergie

qu’elles utilisent (lumière ou chimie des composés), les bactéries sont dites phototrophes ou

chimiotrophes. Les bactéries phototrophes ou cyanobactéries (autrefois appelées algues bleues)

sont présentes dans les eaux douces et salées, à la surface du sol, que les températures soient

élevées ou non. La plupart d’entre elles se déplacent par glissement sans que l’on ait réellement

compris ce processus. Elles vivent généralement en symbiose avec les arbres, les fougères ou

les champignons avec lesquelles elles forment des lichens. Les bactéries chimiotrophes, quant à

elles, peuvent être classées en fonction du composé qu’elles utilisent comme source d’énergie.

Les chimiolithotrophes utilisent directement des composés minéraux. Ce sont les principales

bactéries de l’eau et du sol, en forme de bâtonnets ou de sphères, de type Gram- (réaction

négative à une coloration spécifique). La plupart sont aérobies mais certaines peuvent être

anaérobies par respiration directe des nitrates (NO32-). On y rencontre les genres pseudomonas,

alcaligènes et paracoccus qui oxydent l’hydrogène mais ont tout de même une préférence pour


67

les composés organiques. Un autre genre est constitué des thiobacillus qui oxydent les

composés soufrés ou le fer ferreux. Leur rôle est primordial dans l’évolution du sol. Ils ont une

prédilection pour les milieux acides. Ils favorisent le relargage des métaux et sont utilisés pour

ces propriétés dans l’industrie minière afin de solubiliser les métaux des résidus miniers

(lixiviation du cuivre, du zinc et du molybdène). Le genre des nitrocystis et nitrosomonas

oxydent l’ammoniac (NH3) en nitrite (NO2-) et les nitrobacter et nitrococcus en nitrates (NO3

2-).

La plupart des bactéries sont non seulement inoffensives mais nécessaires que ce soit à

l’homme ou à son environnement.

Par contre, un certain nombre d’entre elles sont pathogènes.

C’est le cas des bactéries chimio-organotrophes suivantes :

- Rickettsies et chlamydies : germes pathogènes de très petite taille, dangereux pour

l’homme et l’animal

- Rickettsia prowazeki : agent du typhus

- Chlamydia trachomatis peut rendre aveugle

- Mycoplasmes ou molliartes peuvent provoquer des infections pulmonaires

- Corynébactérium et actinomycètes et notamment corynébactérium dyphtéria.

Mais les bactéries les plus courantes sont des chimio-organotrophes, Gram+ ou Gram-, aérobies

ou anaérobies. Parmi les bactéries Gram-, une partie est aérobie stricte, c’est à dire qu’elles ont

besoin d’oxygène pour se développer. On y rencontre les Pseudomonas, présentes aussi bien

dans l’eau, l’air ou le sol. Certaines Pseudomonas sont pathogènes, telle que Pseudomonas

Aeruginosa responsable d’otites, Pseudomonas Pseudomallei, agent de mélioïdose en zone

tropicale, Pseudomonas Syringae agent du chancre, de tumeur ou de nécrose chez les végétaux.

Nous pouvons citer d’autres bactéries pathogènes pour l’homme, telles que les Neisseria (N.

Gonorchoeae responsable de blennoragie, N. Meningitis, agent de la méningite et N. Moraxella,

agent de la conjonctivite, N. Bortella agent de la coqueluche), ou pathogène pour les animaux,

comme Brucellosa qui peut engendrer la brucellose ou Francisella, agent de la tularémie du

lapin et du lièvre. Les azobacters forment un groupe de bactéries capables de fixer l’azote

atmosphérique. Elles sont présentes à l’état libre dans le sol. Les rhizobiums sont elles aussi

capables de fixer l’azote atmosphérique, elle vivent en symbiose avec les légumineuses.

Les bactéries peuvent aussi être anaérobies facultatives. Citons : Echerichia Coli, usuelle dans

le colon mais qui peut provoquer des infections urogénitales ou du rhino-pharynx, Klebsiella

pneumonia (pneumonies souvent mortelles), Salmonella Typhimurium (gastro-entérite

d’origine alimentaire), Salmonella Typhosa (typhoïde), Shigella Dysenterica (dysenterie),


68

Vibrio Cholerae (provoque la mort par intoxication de l’épithélium intestinal), Yersinia pesti

(peste pulmonaire et bubonique). Les anaérobies strictes sont très mal connues mais on les sait

présentes à la fois dans le tube digestif et dans les réseaux d’évacuation des eaux usées.

Les Gram+ sporulantes sont les bactéries les plus courantes du sol. Dans la même catégorie, les

non sporulantes comprennent des germes pathogènes tels que le staphylocoque doré

responsable d’infections banales ou plus sévères (furoncles, septicémie, panaris).

La taille des bactéries est comprise entre 0,1 et 100 µm ce qui leur confère une moins grande

capacité de lixiviation que les virus [Larousse, 1995].

Les eaux d’infiltration peuvent contenir des germes pathogènes. Les principales bactéries que

l’on y rencontre sont diverses salmonelles, shigelles, Echerichia Coli et certaines bactéries

coliformes. La présence de ces germes pathogènes dans les eaux de ruissellement ou dans le sol

est due à la conjonction de deux paramètres : la durée de vie de ces organismes et le pouvoir de

rétention du sol. La température et le taux d’humidité du sol peuvent faire varier

considérablement le temps de survie des différents germes pathogènes. Le sol n’est pas l’habitat

naturel de ces germes pathogènes. Ils sont donc en compétition avec les micro-organismes

initialement présents [Detay, 1997].

D’autres auteurs [Pitt et al., 1994] affirment que les bactéries les plus abondantes des eaux de

ruissellement pluvial sont les Pseudomonas (plusieurs centaines de Pseudomonas aeruginosa

(pouvant provoquer des otites) pour 100 ml dans un échantillon d’eau de ruissellement pluvial).

Par contre, c’est le genre Shigella (responsable de la dysenterie) qui cause le plus de

désagréments liés à l’eau. Sans désinfection préalable des effluents, on peut supposer que les

germes pathogènes qu’ils contiennent présentent un risque de contamination du sol et des eaux

souterraines [Pitt et al., 1994].

Les germes pathogènes subissent un certain nombre de réactions : filtration, volatilisation,

adsorption, formation de complexes, précipitation, oxydoréduction, oxydation photochimique,

biodégradation par les micro-organismes. Ces réactions ont généralement lieu dans les deux

premiers mètres du sol non saturé.

Une forte humidité accroît la durée de vie des germes pathogènes (bactéries, virus, parasites).

Les diminutions de température peuvent accroître ou diminuer les durées de vie des germes

pathogènes.


69

Le tableau 2.6 fournit une comparaison de la qualité bactériologique des eaux pluviales et usées

domestiques : concentrations possibles en germes (en nombre de germes pour 100 ml) [Le

Roch, 1991]. Il est à noter qu’un facteur dix entre deux séries de mesures bactériologiques est

peu significatif.

eaux pluviales usées domestiques

Coliformes totaux 4.106 1,8.108

Coliformes fécaux 3,5.106 4.107

Streptocoques fécaux 3,9.105 3,9.106

Tableau 2.6 : Qualité bactériologique des eaux pluviales et des eaux usées

[Le Roch, 1991]

Chapitre 3 : Les processus liés à l’infiltration des eaux pluviales et au transfert des polluants associés

70

�� &RQFOXVLRQ

La complexité de la composition des eaux de ruissellement pluvial nous a amené à lister et

ordonner les polluants qu’elles contiennent en fonction de leur forme chimique et de leur

comportement plutôt qu’en fonction de leur origine ou leur source afin de pouvoir les associer

aux phénomènes qu’ils subissent ou induisent dans le sol.

D’une part, on rencontre des polluants dits inorganiques bien qu’ils puissent parfois être sous

forme organique. Ce sont principalement les métaux lourds et autres éléments traces, les

nutriments et les sels. A l’heure actuelle, les préoccupations à propos des métaux lourds se

portent principalement sur le plomb, le cadmium, le cuivre et le zinc. Le plomb tend à diminuer

depuis l’utilisation généralisée de carburants sans plomb, par contre consécutivement à cela

apparaissent dans les eaux de ruissellement pluvial, de nouveaux métaux lourds tel que le

platine qui endommagent aussi la qualité des sols et des eaux souterraines. Bien qu’à de faibles

teneurs dans les eaux de ruissellement, le cadmium n’en demeure pas moins un des polluants

les plus problématiques. Le zinc et le cuivre bien que moins toxiques présentent cependant un

risque écologique du fait de leurs fortes concentrations et leur compétition avec les autres

métaux vis à vis de la rétention. Les sels sont faiblement toxiques pour l’homme mais peuvent

l’être pour la faune et la flore. De plus, ils peuvent provoquer la remobilisation des autres

composés. Les produits azotés, bien qu’à faibles concentrations, font courir un risque de

contamination des nappes par leur forme le plus souvent dissoute.

D’autre part, les eaux de ruissellement pluvial sont chargées de substances organiques,

principalement les hydrocarbures issus du trafic routier mais aussi quelques composés organo-

chlorés, des phénols, des dioxines, ou des PCB. Leur liste est longue et forcément non

exhaustive car l’industrie chimique est capable de fournir de nouveaux produits tous les jours.

Ils se caractérisent par leur faible concentration dans les eaux de ruissellement mais leur

toxicité et parfois leur forte rémanence les rendent préoccupants d’un point de vue

environnemental. De plus, certains d’entre eux sont très réactifs, ils peuvent alors entraîner

avec eux des polluants préalablement retenus.

Enfin, bien que beaucoup moins fréquents dans les eaux issues du ruissellement pluvial, les

microorganismes pathogènes tels que les virus, les bactéries ou tout autre parasite peuvent

parfois représenter un risque de contamination.


71

Le tableau 2.7 résume les concentrations en polluants des eaux pluviales qui ruissellent sur

différentes surfaces urbaines.

Eau de ruissellement

urbain

Eau de ruissellement de

toitures

Eau de ruissellement de

routes

Plomb (µg/l) 20 à 200 (1) 23 à 104 (2) 128 à 311 (2)

Cadmium (µg/l) 0,28 à 19,8 (2) 0,7 (2) 1,9 à 6,4 (2)

Zinc (µg/l) 468 (2) 24 à 2900 (2) 220 à 603 (2)

Cuivre (µg/l) 13 à 28,6 (2) 27 à 235 (2) 62 à 108 (2)

Ammoniac (mg/l) 2,4 (2) 0,7 à 4 (2) 0,2 à 1 (2)

Nitrite (mg/l) 3,8 (2) 0,2 à 0,6 (2) 0,6 à 2,1 (2)

Nitrate (mg/l) 0,14 (2) 0,3 (2) 0,02 (2)

Phosphates (mg/l) 0,5 (2) 0,3 (2) 1,5 (2)

Sels (Cl- (mg/l)) 31 (2) 0,8 (2) 6 à 125 (2)

(SO42-) 5,6 (2) 16 à 62,2 (2)

HAP totaux (ng/l) 114 (2) 500 (2) 240 à 3100 (2)

Phénol (µg/l) - - -

PCB - - -

(1) : [Chocat et al.,. 1997]

(2) : [Mottier, V. Boller, M. 1992]

Tableau 2.7 : Concentrations des eaux de ruissellement pluvial en divers polluants

La prise en compte simultanée de tous ces polluants est rendue difficile par leur nombre, mais

aussi par les interactions qu’ils ont entre eux et qui ne sont pas toujours identifiées. Ainsi, par

exemple, on sait que les métaux lourds sont en compétition entre eux vis-à-vis de la rétention,

de même que les hydrocarbures le sont face à la biodégradation, mais encore faut-il pouvoir

caractériser ces comportements. Le chapitre suivant s’attachera donc à examiner les processus

qui ont pu être identifiés.


72

3 : Les processus liés à l’infiltration des eaux pluviales et au transfert

des polluants associés

�� ,QWURGXFWLRQ

Les eaux de ruissellement pluvial et les polluants qu’elles contiennent subissent et engendrent

de nombreux processus lors de leur pénétration dans le sol. Pour comprendre et représenter le

sol dans ce contexte, il nous est apparu nécessaire d’examiner chacun de ces phénomènes

indépendamment les uns des autres, puis d’en étudier les interactions éventuelles.

Nous nous sommes limités ici à la prise en compte de trois champs scientifiques qui jouent un

rôle prépondérant dans notre problématique, à savoir la physique, la chimie et la biologie. La

classification en processus physiques, chimiques ou biologiques ne se fait pas toujours

facilement, c’est pourquoi nous parlerons parfois de phénomènes physico-chimiques,

biochimiques ou biophysiques. Cette incapacité à distinguer les trois domaines scientifiques

concernés montre déjà la forte corrélation et l’interdépendance qui existent entre eux.

En premier lieu, nous examinerons la physique du sol au sens hydraulique, c’est à dire l’aspect

quantitatif de l’infiltration, au travers des processus de percolation, lessivage et lixiviation.

Puis, nous aborderons l’aspect qualitatif dans le sens où nous tenterons de mettre à jour les

processus qui agissent sur les polluants ou que ces derniers peuvent induire. Ce sera donc,

d’une part l’étude des phénomènes de rétention, principalement par des processus chimiques et

physico-chimiques d’adsorption, et d’autre part, celle des phénomènes de transformation, en

majorité du domaine de la chimie, de la biochimie et de la biologie.

Nous verrons aussi que chacun de ces processus ou groupe de processus peut être représenté à

plusieurs échelles : moléculaire (nm), microscopique (µm), macroscopique (cm au dm) ou

mégascopique (m à hm), mais qu’il en existe généralement une qui a fait l’objet de travaux plus

abondants et pour laquelle la représentation qu’on en a, apparaît aujourd’hui plus aboutie.

Il existe parfois des transferts d’échelle possibles et l’on peut alors utiliser à grande échelle des

connaissances acquises à plus petites. Lorsque le transfert n’est pas possible il est alors

nécessaire de construire une nouvelle représentation tenant compte des objectifs et des

contraintes d’échelle.


73

�� 3URFHVVXV SK\VLTXHV

3.2.1 : Percolation

[Musy et al., 1991], [Richter, 1987], [Carlier, 1972]

La percolation est le mouvement de l’eau dans un milieu poreux sous le seul effet de la gravité.

L’échelle moléculaire ne correspond pas à la représentation pragmatique de ce phénomène.

L’échelle spatiale microscopique est celle de la particule fluide, c’est à dire celle d’une quantité

de fluide suffisamment grande pour contenir un nombre important de molécules auxquelles

pourront être associées des grandeurs caractéristiques (température, pression, vitesse) tout en se

dégageant ainsi des difficultés de l’échelle moléculaire. C’est l’échelle associée aux équations

de Navier-Stokes en mécanique des fluides, toutefois leur application dans le cas d’un

écoulement en milieu poreux est rendue difficile, voire impossible, par la complexité du milieu

à cette échelle d’espace et par l’impossibilité d’acquérir les données et les conditions aux

limites nécessaires. Il faudrait en effet réussir à caractériser la géométrie des canaux et des

pores constituant la matrice solide du sol.

A l’heure actuelle, l’échelle macroscopique est la mieux adaptée à la représentation quantitative

des écoulements en milieu poreux. La loi de Darcy, communément adoptée pour y décrire des

vitesses d’infiltration s’appuie sur la notion de vitesse fictive qui ne caractérise en fait que le

rapport du débit de l’écoulement par la section totale du milieu poreux à travers laquelle il se

fait. Il apparaîtrait peut-être plus naturel d’utiliser une vitesse moyenne d’écoulement à travers

les pores participant effectivement à l’infiltration, mais leur grande variabilité géométrique rend

souvent cette démarche impossible.

La loi de Darcy a été établie sous un certain nombre d’hypothèses : la matrice solide est

isotrope, homogène, stable et saturé ; le fluide est homogène, isotherme et incompressible ;

l’énergie cinétique est négligeable ; l’écoulement est laminaire et permanent. Dans ce cas, et à

l’échelle d’une colonne de laboratoire pour laquelle la loi a été déterminée, il y a

proportionnalité entre le débit à travers un milieu poreux et le gradient de charge totale qui lui

est appliqué, soit :

q K grad Hs

→ →= −

où Ks (en m3/s et par m² soit en m/s) est la conductivité hydraulique à saturation dépendant de

la perméabilité intrinsèque k du milieu et de la viscosité dynamique µ (en Pa.s ou kg/m/s) du

fluide par la relation suivante :


74

Kkg kg

s = =ρ

ν µ

avec ρ : masse volumique du fluide en kg/m3

g: accélération de la pesanteur en m/s²

k : perméabilité intrinsèque en m²

µ : viscosité dynamique en Pa.s ou en kg/m/s

ν : viscosité cinématique en m²/s

Lorsqu’un certain nombre d’hypothèses ne sont pas vérifiées, notamment lorsque le milieu

considéré est anisotrope, la loi de Darcy peut être conservée, en l’utilisant sous forme

tensorielle, dans ce cas la conductivité hydraulique n’est plus un scalaire, mais comme un

tenseur d’ordre trois.

Certaines observations ont montré les limites d’application de la loi de Darcy. D’une part,

puisque l’on parle d’écoulement, le nombre de Reynolds (qui caractérise le rapport des forces

d’inertie et de viscosité), et donc le passage d’un écoulement laminaire à un écoulement

turbulent, constituera certainement une limite à l’application de cette loi. D’autre part, elle n’est

applicable, sous cette forme, que dans un milieu saturé. La généralisation de la loi de Darcy à

un miliau non saturé sera explicitée ultérieurement.

La première limite de la loi de Darcy apparaît à partir d’une certaine charge motrice. De

nombreuses expériences ont montré que cette loi n’était alors plus suivie, et que cette déviation

à la loi avait lieu d’autant plus tôt que les canaux (constituant le matériau poreux) étaient fins et

la viscosité du fluide faible. Ceci semble être directement corrélé à la valeur d’un nombre de

Reynolds. Contrairement aux écoulements en conduite où l’on arrive à déterminer

approximativement le nombre de Reynolds pour lequel l’écoulement est laminaire, transitoire

ou turbulent, il est très difficile de déterminer le nombre de Reynolds à partir duquel un

écoulement filtrant devient turbulent. Ceci est dû en partie au fait qu’il est associé à la vitesse

fictive de filtration et non à la vitesse réelle d’écoulement dans un canal, et qu’il est calculé à

partir du diamètre caractéristique des grains formant le milieu dont la détermination est très

souvent approximative.

Dans une conduite (type tube de Poiseuille), la loi des pertes de charge cesse d’être linéaire dès

qu’apparaissent les phénomènes de turbulence, et l’on remarque un brusque saut dans

l’évolution du coefficient de frottement en fonction du nombre de Reynolds, que l’on ne

retrouve pas dans le cas d’un écoulement en milieu poreux.


75

En fait, même si l’écoulement apparaît uniforme dans sa globalité, il ne l’est pas à une échelle

plus fine où un canal est alors une succession d’élargissements et de rétrécissements pour

lequel les pertes de charge ne sont pas linéaires comme dans un tube, mais quadratiques.

Dès que le nombre de Reynolds dépasse de très faibles valeurs, l’analogie milieu poreux / tubes

de Poiseuille devient incomplète. Il est alors plus judicieux de comparer l’écoulement dans un

milieu poreux à l’écoulement dans une succession de tubes de faibles longueurs ou coudés, où

les pertes de charge cessent d’être linéaires alors que l’écoulement est encore fortement

laminaire. La relation entre le coefficient de frottement et le nombre de Reynolds d’un

écoulement en milieu poreux se rapproche plus de celle d’un écoulement autour d’un obstacle

tel qu’une sphère que d’un écoulement dans un canal.

Dans un milieu poreux, l’écoulement devient turbulent pour un nombre de Reynolds supérieur à

60, alors que la loi de Darcy n’est plus suivie depuis un nombre de Reynolds égale à 5, parfois

même 2.

L’apparition de la turbulence n’est pas la seule cause de la non-validité de la loi de Darcy. On

sait maintenant que les forces d’inertie ont un effet sur la répartition de vitesse, et donc sur les

pertes de charges par frottement visqueux qui se fait graduellement ressentir.

Il n’y a donc pas de singularité dans la relation entre coefficient de perte de charge et le nombre

de Reynolds. Il n’y a pas non plus de limite bien définie à la validité de la loi de Darcy.

Afin de rendre applicable la loi de Darcy dans la zone de transition et avant l’établissement

d’un écoulement turbulent, il est possible d’utiliser des corrections, et notamment celle de

Dupuit [Musy et al., 1991]. Au-delà d’un nombre de Reynolds turbulent, la loi de Darcy n’a

aucune application possible.

La loi de Darcy est issue de l’observation mais a pu être a posteriori corrélée aux équations de

Navier Stokes dont elle constitue une généralisation. Les limites d’application de la loi de

Darcy sont encore plus restrictives que celles de Navier Stokes cela signifie que les limites

d’application des équations de Navier Stokes sont aussi celles de la loi de Darcy. S'il y a une

limite supérieure à la loi de Darcy (apparition de la turbulence), il y a aussi une limite

inférieure, dans le domaine des très faibles vitesses de filtration. C’est le cas de la filtration à

travers les argiles. Les phases solide et liquide forment alors un tout, c’est à dire une phase

semi-liquide, très visqueuse : une boue. Il s’agit là d’un fluide non newtonien dont les lois de

comportement ne sont pas celles de Navier Stokes.


76

Une propriété importante et un des avantages incontestés de la loi de Darcy est sa linéarité. Les

écoulements en milieu poreux sont donc superposables et peuvent être décrits par un

comportement moyen auquel serait ajouté une perturbation.

La loi dépend essentiellement de la vitesse réelle d’écoulement dans les capillaires, c’est à dire

de la vitesse fictive d’infiltration V, de la porosité n, de la dimension des pores d, de la

viscosité cinématique ν du fluide. Par l’intermédiaire de ces paramètres, on voit

l’interdépendance de la conductivité hydraulique K et de la température, notamment par la

diminution de viscosité cinématique de l’eau lorsque sa température augmente. En effet,

lorsque la température passe de 0 à 30 °C, la conductivité hydraulique a plus que doublé.

La figure 3.1 suivante illustre cette variation. [Musy et al., 1991]

Variation relative de Ksat en fonction de T

0

1

2

3

4

0 10 20 40 60 80 100

Température en °C

Figure 3.1 : Variation relative de la conductivité hydraulique à saturation

en fonction de la température de l’eau

La deuxième limite de l’équation de Darcy que constitue le passage d’un milieu saturé à un

milieu non saturé peut être dépassée en généralisant l’équation de Darcy (d’écoulement en

milieu poreux saturé) aux écoulements en milieu poreux non saturés. Elle devient alors

l’équation de Richards.

La relation de Darcy, applicable aux milieux saturés, se généralise en introduisant une

conductivité hydraulique K(θ) ou K(h(θ)), fonction de la teneur en eau θ, ou de la charge

hydraulique h, elle même fonction de la teneur en eau (h(θ)) et telle que Ks = K(θs), θs étant la

teneur en eau à saturation. L’équation ainsi obtenue devient l’équation de comportement

dynamique applicable que le milieu soit saturé ou non saturé :

q K h grad H→ →

= − ( ) ou q K grad H→ →

= − ( )θ


77

ou bien pour obtenir une équation en h ou en θ :

q K h grad h z→ →

= − +( ) ( ) ou q K grad h z→ →

= − +( ) ( ( ) ))θ θ

L’équation générale de l’écoulement en milieu non saturé provient de la combinaison de

l’équation loi dynamique précédente et de l’équation de continuité ou de conservation de la

masse :

div qt

( )→

= −∂θ∂

On obtient ainsi deux formes possibles de l’équation de Richards, en fonction de h ou de θ :

div K grad Ht

( ( ) )θ∂θ∂

→= avec H h z( ) ( )θ θ= +

div K h grad H c hh

t( ( ) ) ( )

→=

∂∂

avec c hd

dt( ) =

θ

La relation h(θ) est non univoque, c’est à dire qu’à une même teneur en eau θ peuvent

correspondre deux potentiels de pression hydraulique, selon que l’on est en phase

d’humidification ou d’assèchement (phénomène d’hystérésis associé à une hydratation ou une

déshydratation, c’est à dire à un mouvement ascendant ou descendant de l’eau).

Même si on néglige ce phénomène, la détermination de la conductivité hydraulique K(θ) en

fonction des caractéristiques intrinsèques du sol (texture et structure) s’est révélée infructueuse.

Il a donc été nécessaire pour cela de créer des relations mathématiques empiriques ajustées sur

des observations expérimentales (relation de Gardner, Brooks & Corey, Van Genuchten...).

En résumé, l’écoulement à travers un milieu poreux est régi par une seule et même loi de

comportement dynamique :

q K grad h z→ →

= − +( ) ( ( ) ))θ θ

Dont on obtient une simplification en milieu saturé grâce à θ = θs, K(θs) = Ks et

h(θ)+z = H, soit la loi de Darcy :

q K grad Hs

→ →= −

Les équations d’écoulement en milieu poreux par combinaison avec les équations de continuité

sont donc par exemple les suivantes :


78

En milieu saturé En milieu non saturé

Equation de

continuitédiv q( )

→= 0 div q

t( )

→= −

∂θ∂

Equation dynamiqueq K grad HS

→ →= − q K grad h z

→ →= − +( ) ( ( ) )θ θ

Equation

d’écoulement

∇ =²H 0

où ∇ = + +²²

²

²

²

²

²

∂∂

∂∂

∂∂x y z

div K grad Ht

( ( ) )θ∂θ∂

→=

Tableau 3.1 : Tableau récapitulatif des lois associées à l’écoulement en milieu poreux

La figure 3.2 suivante résume les domaines d’application des différentes lois.

1 4-5 60

milieu saturé

milieu non saturé

Figure 3.2 : Représentation schématique des domaines de validité des lois

L’équation de Richards présente plusieurs avantages à être écrite en fonction de la charge et

non de la teneur en eau. D’une part, la charge est continue quand on passe d’un milieu saturé à

un milieu non saturé. Il est donc possible de conserver la même modélisation pour les deux

domaines. D’autre part, la charge est continue même si le milieu n’est pas homogène, alors que

dans ce cas, la teneur en eau présente des discontinuités spatiales à l’interface des deux milieux

de caractéristiques différentes [De Marsily, 1994].

Les deux paramètres qui représentent la perméabilité, ou la vitesse d’infiltration de l’eau dans

un milieu poreux à deux échelles différentes, macroscopiques (échelle de la colonne) et

mégascopique (échelle de l’ouvrage), bien que portant très souvent le même nom de

conductivité hydraulique K(θ) n’ont qu’un rapport très lointain entre eux [De Marsily, 1993].

En effet, ce paramètre, à l’échelle de l’ouvrage est le plus souvent une interpolation ou une

moyenne de valeurs ponctuelles de la taille d’une colonne de laboratoire. La discrétisation de

l’ouvrage se fait en éléments d’une taille telle que l’on puisse y déterminer la conductivité

Laminaire TurbulentNon newtonien

Re

loi de Darcy Darcy + Dupuit

Loi de Richards


79

hydraulique. Puis une méthode numérique de type éléments finis permet d’intégrer l’ensemble

de ces données et de revenir à l’échelle de l’ouvrage. L’échelle associée est donc l’échelle

macroscopique dont on vient de parler au paragraphe précédent.

La difficulté principale de l’utilisation de la conductivité hydraulique comme paramètre

représentatif de la cinétique d’infiltration provient de l’hypothèse d’homogénéité qui lui est

associée et qui n’est jamais vérifiée à l’échelle mégascopique. Le problème réside donc dans le

passage de grandeurs caractéristiques d’un milieu supposé homogène, à des grandeurs

équivalentes caractérisant un milieu fortement hétérogène. Se pose alors la question de la

validité du transfert d’échelle de cette représentation.

A l’échelle mégascopique, le paramètre qui représente la vitesse d’infiltration est certainement

gouverné par les hétérogénéités et les discontinuités du milieu plutôt que par les

caractéristiques des échantillons servant à une détermination ponctuelle, aussi représentatifs et

nombreux soient-ils. Il est en effet fortement probable qu’une grande part de l’écoulement, si ce

n’est la totalité, se fasse par des chemins d’écoulement préférentiel. Dans ce cas, la

macroporosité contrôle la cinétique d’écoulement.

A l’échelle d’un ouvrage d’infiltration et d’un point de vue hydraulique, le sol est parfois

associé une capacité d’absorption. Ce paramètre caractérise le débit infiltré par unité de surface.

Il sert généralement à définir les débits de vidange des ouvrages d’infiltration, et se mesure in

situ par différents essais. Très rarement, ce paramètre peut être corrélé à la perméabilité ou à la

structure du sol sous-jacent de l’ouvrage. Son utilisation permet de s’affranchir des problèmes

de détermination de la perméabilité (à saturation ou pas) liés à l’hétérogénéité du milieu. Par

contre, il ne pourra être utilisé comme la représentation d’une vitesse, même fictive de

l’écoulement à laquelle pourraient être associés des phénomènes de convection, de diffusion ou

les réactions chimiques ou biologiques. En fait, c’est une approche globale et conceptuelle de

l’infiltration qui n’est pas explicative.


80

Remarque : Deux phases sont généralement distinguées, l’une dissoute, l’autre

particulaire et donc deux phénomènes de transport, la lixiviation et le lessivage. Mais Gobat

(1998) distingue trois phases, dissoute, colloïdale (chélates) et particulaire qui migrent dans le

sol, respectivement par lixiviation, chéluviation et lessivage. Mais, comme pour le lessivage,

c’est surtout le non transport qui servira de base à la représentation de la chéluviation. Les

difficultés que pose la représentation du transport solide dans le sol ainsi que la caractérisation

des différentes phases font que la plupart des études s’attachent aux fractions particulaire et

dissoute, et donc à la lixiviation et au lessivage. Le transport sous forme de colloïde, bien

qu’étant responsable d’une part non négligeable des transferts de polluants dans le sol demeure

à l’heure actuelle très difficile à représenter.

3.2.2 : Lixiviation

[Rivière, 1998],[Musy et al., 1991], [Richter, 1987], [Yaron et al., 1996]

La lixiviation est le transport convectif des particules dissoutes dans l’eau ou dans la solution

de sol. La fraction dissoute des polluants est supposée migrer dans le sol à la même vitesse que

l’eau. La représentation de ce phénomène est déduite de la représentation de l’écoulement de

l’eau dans un milieu poreux. Puisque cette dernière n’est effective qu’à partir de l’échelle

macroscopique, il en sera de même pour le transport convectif (ou diffusif) des polluants.

Comme pour la percolation, l’échelle privilégiée de représentation de la lixiviation est l’échelle

macroscopique.

Le flux de soluté transporté par convection est en fait le produit de la concentration en soluté

(ou de la fraction volumique de soluté (VX)) et du flux d’eau exprimé le plus souvent par la loi

de Darcy, soit :

q V q V grad Hc X X

→ → →= = − ( )θ

Les déplacements de particules dans un milieu poreux ne se font pas tous à la même vitesse.

Cette différence donne naissance à un phénomène de dispersion hydrodynamique qui peut aussi

être caractérisé par la loi de Fick (voir paragraphe 3.2.3). Le coefficient de proportionnalité est

alors appelé coefficient de dispersion hydrodynamique Dh et dépend de la vitesse moyenne de

pore (Vr).

Le flux total par convection devient :

q V K grad H D V gradVc X h r X

→ → →= − −( ) ( )θ


81

La représentation du transport de soluté à l’échelle mégascopique est rendue difficile par le fait

que la vitesse de propagation de l’eau dans le sol est, elle-même, mal appréhendée à cette

échelle. On lui préfère généralement une vitesse d’infiltration ou une loi de vidange qui ne

représente que l’aspect quantitatif et ne permet pas la corrélation aux aspects qualitatifs. En

fait, le caractère globalisant de la modélisation de la cinétique d’infiltration à l’échelle

mégascopique se répercute à l’ensemble des phénomènes qui en dépendent, et notamment à la

lixiviation et la diffusion. Il en résulte la nécessité d’une caractérisation de cette cinétique

capable d’être corrélée aux autres aspects de l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial,

notamment, la chimie et la biologie.

3.2.3 : Diffusion

[Musy et al., 1991], [Gautier, 1998], [Yaron et al., 1996]

Pour les mêmes raisons que précédemment, la diffusion moléculaire n’est représentée de

manière pragmatique qu’à partir de l’échelle macroscopique (la colonne de laboratoire, de

quelques cm3 au dm3).

Lorsque le solvant est immobile, le transport de soluté peut se faire par diffusion. Le taux de

diffusion est alors proportionnel au gradient de potentiel chimique.

De manière plus pragmatique, la loi de Fick permet d’exprimer la dynamique de diffusion

moléculaire par le gradient de la concentration en soluté. Soit &

qd le flux de diffusion

moléculaire dans le sol, VX la fraction volumique de soluté (qui représente en fait la

concentration), la loi de Fick nous donne :

q D gradVd s X

→ →= − ( )θ

Le coefficient de proportionnalité Ds(θ) est appelé la diffusivité apparente et dépend de la

teneur en eau du milieu.

Le flux de soluté total est donc la somme des flux de soluté par convection, par diffusion

hydrodynamique (conséquence de l’hétérogénéité des vitesses) et par diffusion moléculaire,

soit :

q q q V K grad H D D v gradVc d X s h r X

→ → → → →= + = − − +( ) [ ( ) ( )]θ θ

Ces formulations ne sont valables que dans le cas où l’écoulement est permanent puisque la

variable temps n’intervient pas.


82

Pour les mêmes raisons que celles avancées pour la lixiviation, la représentation des

phénomènes de diffusion à l’échelle mégascopique pose de nombreuses difficultés. A cette

échelle, ce phénomène pourrait être représenté par une diminution de la cinétique d’infiltration

des polluants dissous par rapport à l’eau, ainsi qu’une diminution de leur concentration dans la

solution de sol. A moins que la représentation de leur vitesse d’infiltration ne puisse servir à

caractériser la dynamique de percolation de l’eau dans le sol.

3.2.4 : Lessivage

C’est le transport convectif des particules ou des colloïdes en suspension, par l’eau ou par la

solution de sol. Le terme « colloïde » est utilisé pour caractériser des composés de petite taille,

entre la molécule et la particule, c’est à dire d’une taille comprise entre 1 nm et 1 µm. Leur

solubilité est très faible mais elles possèdent des propriétés chimiques qui leur confèrent une

forte capacité d’adsorption (notamment grâce à leur grande surface spécifique). Elles jouent

donc le rôle de transporteur de polluants.

Toujours pour les mêmes raisons précisées lors de la description des phénomènes de lixiviation

et de diffusion, le lessivage n’est représenté de manière pragmatique qu’à partir de l’échelle

macroscopique.

Il existe des équations, associées à l’échelle microscopique issues de celles de Navier Stokes

qui représentent le mouvement des particules au sein d’un écoulement, par contre leur

application à un écoulement dans un milieu poreux fait l’objet d’un nombre de difficultés non

encore surmontées.

Dans la littérature, le processus de transport convectif de particules est rarement dissocié de la

lixiviation. L’échelle privilégiée de représentation de ce phénomène sera donc la même que

celle des phénomènes auxquels il est associé, soit l’échelle macroscopique pour le lessivage, la

diffusion et la percolation. La prise en compte du transport des polluants par les particules

nécessite d’associer le sol non pas à deux phases, l’une solide et fixe (la matrice), l’autre

aqueuse et mobile, mais à trois phases : la phase aqueuse mobile, une phase solide immobile

(matrice solide) et une phase solide transporteuse. La phase transporteuse est le siège de

plusieurs processus. La rétention des particules colloïdales peut se faire de différentes manières

selon la taille des colloïdes : filtration mécanique en surface (dépôt) pour les particules les plus

grosses, filtration mécanique à l’intérieur de la matrice solide pour les particules de taille

intermédiaire (voir paragraphe 3.2.5), interactions physico-chimiques pour les particules les

plus fines (voir paragraphe 3.3) [Maréchal, 1996]. Il a été constaté que c’était seulement pour

une taille de particules inférieure à 5% de la taille des pores qu’il pouvait y avoir transport


83

colloïdal [Ledoux, 1993]. La petite taille des particules colloïdales fait que c’est surtout leur

nature, et donc les interactions physico-chimiques associées, qui vont déterminer leur transport

ou leur rétention [Pitt et al., 1994].

De manière générale, plutôt que de représenter le transport colloïdal (au même titre que le

transport de soluté), c’est le non transport qui va être étudié ou représenté par l’intermédiaire

des différents processus mis en jeu lors de la pénétration de particules dans le sol. La rétention

des colloïdes ou leur stabilité dans la solution sera associée au potentiel zéta (ζ) qui caractérise

la capacité des colloïdes à coaguler. Ce potentiel est en fait une mesure de la charge d’une

particule et donne une indication sur la stabilité de la solution. Zêta peut être négatif ou positif,

mais c’est lorsqu’il est nul que l’agglomération est la plus plausible. Le potentiel zéta n’a de

sens que lorsqu’il est associé au pH de la solution. La connaissance des courbes Zéta - pH est

donc nécessaire pour évaluer la stabilité d’une solution [Maréchal, 1996] [Baize et al., 1995].

Actuellement, le lessivage, au même titre que la diffusion et la lixiviation ne possèdent pas de

réelle représentation à l’échelle mégascopique.

Le transport de l’eau dans le sol : Les phénomènes liés au transport de

l’eau et des substances qu’elle contient, c’est à dire la percolation, le lessivage, la lixiviation et

la diffusion, possèdent des représentations « fines » à l’échelle macroscopique qui ne peuvent

pas être aisément utilisées ou adaptées à l’échelle mégascopique. Le fonctionnement

hydraulique du sol à cette échelle est contrôlé par ses hétérogénéités, ses fractures et ses

fissures qui rend les représentations de l’échelle macroscopique non adaptées ou non adaptables

lorsque l’objectif est de corréler la chimie et la biologie à la dynamique de l’infiltration. A

l’échelle mégascopique, la nécessité de construire une représentation pertinente de la

dynamique d’infiltration qui permettrait notamment de prendre en compte les écoulements

préférentiels et l’hétérogénéité du sol se fait donc déjà ressentir (voir chapitre 4). Intégrer la

complexité du sol lorsque l’on cherche à caractériser la cinétique d’infiltration a fait l’objet

d’un certain nombre de travaux de recherche. La notion de représentation fractale a notamment

été envisagée afin de caractériser la complexité du sol [Rieu, 1990]. Il paraît intéressant de

construire une représentation de la cinétique de l’infiltration et de son hétérogénéité à grande

échelle qui permettrait une corrélation aux aspects chimiques et biologiques. Comme on le

verra au chapitre 4, celle-ci pourrait s’inspirer des courbes d’élution utilisée à l’échelle

macroscopique ou des courbes granulométriques et nous fournir une répartition vélocimétrique

des volumes d’eau écoulés.


84

3.2.5 : Filtration mécanique

Le sol est un milieu poreux qui joue le rôle de filtre mécanique vis à vis des particules en

suspension dans l’eau. De par sa porosité et donc la taille de ses pores il ne permet le passage

que des particules d’une taille beaucoup plus petite.

Il est admis que la filtration mécanique, même par les minéraux argileux formant des pores de

très petite taille, n’a lieu que pour les ions de taille importante ou les grandes molécules

formant des complexes entre plusieurs ions [De Marsily, 1994].

La représentation de la filtration des particules par le sol n’a un sens qu’à partir d’une échelle

au moins aussi grande que les particules elles mêmes. L’échelle moléculaire n’est donc pas la

mieux adaptée.

La filtration mécanique des particules aura lieu lorsque le rapport de la taille des particules (pd)

à la taille des pores de la matrice solide (dm) sera inférieur à 10. On parlera alors de dépôt. La

croûte ainsi formée à la surface du sol peut devenir imperméable. Lorsque ce rapport est

compris entre 10 et 100 c’est une filtration mécanique au sein des premiers centimètres de sol

qui intervient dans le processus de rétention des particules. La perméabilité peut alors être

réduite de 7 à 15 fois. En deçà de ce rapport, la fixation des particules n’aura lieu que grâce à

des processus physico-chimiques (précipitation, adsorption) [Maréchal, 1996].

La porosité et la granulométrie du sol ont donc une réelle importance dans la rétention des

polluants.

Le phénomène de filtration mécanique peut être représenté à l’échelle macroscopique de la

même manière qu’à l’échelle microscopique c’est à dire par le rapport de la taille des particules

et de celle des pores, ou bien le rapport de la granulométrie et la porosité. Il n’existe donc pas

de représentation spécifique à chaque échelle de la filtration mécanique.

La rétention des substances par filtration mécanique est la plus intense dans les premiers

centimètres de sol. Le dépôt de particules à la surface du sol provoque son colmatage et donc

une diminution de la porosité. Au cours de l’évolution du sol, la filtration mécanique est donc

certainement de plus en plus efficace. La caractérisation de la taille des pores afin d’estimer

cette rétention est surtout utile en surface.

Déterminer la taille des pores d’un milieu correspondant à l’échelle mégascopique pose encore

actuellement des difficultés. Les composantes de la porosité (volumes, dimensions,

organisations des vides) ne sont pas véritablement accessibles à la description mégascopique du

terrain. Une caractérisation de la taille des pores à cette échelle reste à mettre au point, peut-


85

être par une méthode statistique [Baize et al., 1995].

Si la taille des pores du milieu peut être déterminée à l’échelle mégascopique et si cette

caractéristique peut être considérée comme représentative, alors le même type de représentation

que pour les échelles précédemment explorées peut être utilisé.

3.2.6 : Décantation

La décantation est un processus de séparation des phases liquide et solide sous l’action des

forces de pesanteur. Pour qu’il y ait décantation, les particules solides doivent donc être plus

denses que l’eau de telle sorte que les forces de gravité et l’entraînement dû au mouvement de

l’eau l’emportent sur la résistance due aux frottements de l’eau et aux interactions entre les

particules [Gautier, 1998]. Il a été établi qu’une grande partie des polluants était fixée sur les

matières en suspension (notamment les métaux lourds tels que le plomb, le zinc ou le cuivre ou

certains hydrocarbures) d’où l’importance de ce phénomène dans les processus de dépollution.

Ce phénomène a fait l’objet de peu de travaux, bien qu’il puisse avoir lieu au sein même du sol,

il n’est généralement pas pris en compte.

3.2.7 : Volatilisation

La volatilisation vers l’atmosphère des éléments polluants contenus dans le sol a tendance à

diminuer le risque de pollution, mais une part de ces polluants volatilisés peut tout de même

être entraînée plus loin dans le sol sous forme gazeuse.

L’augmentation de l’utilisation de fertilisants laisse supposer une quantité élevée de substances

volatilisées, notamment de substances azotées. Les quantités volatilisées dépendent bien

évidemment du rythme des apports, mais aussi du vent, du pH, de la température, de la teneur

en eau du sol et de la capacité d’échange de cations du sol (CEC). Les pertes d’ammoniac

(NH3) par volatilisation sont beaucoup plus importantes dans un sol calcaire que dans un sol

non calcaire. Elles augmentent avec le pH et la température.

La volatilisation des hydrocarbures et autres substances carbonées dépend de la nature de la

molécule mais aussi des conditions environnementales telles que la température ou l’humidité

du sol et de l’atmosphère [Yaron et al., 1996].

La capacité de volatilisation des hydrocarbures dépend à la fois de leur densité et de leur

tension de vapeur. La facilité d’évaporation d’un grand nombre de substances organiques est à

la base de procédés de dépollution des sols notamment le « venting » par injection d’air en


86

dessous de la zone de sol contaminée [Lallemand-Barrès, 1995].

Bien qu’il soit possible, notamment par l’intermédiaire des rapports entre l’énergie d’agitation

moléculaire (dépendant de la température) et l’énergie de cohésion du composé, d’imaginer une

représentation du phénomène de volatilisation à l’échelle moléculaire, son manque de

pragmatisme fera qu’elle ne sera pas l’échelle privilégiée de sa représentation. Il lui sera préféré

une échelle plus large, l’échelle microscopique.

En fait, la représentation de la volatilisation se fait par l’intermédiaire d’un taux de disparition

du produit qui ne diffère pas d’une échelle à l’autre.

La volatilisation est en fait le résultat de deux processus : l’évaporation et la dispersion.

Le processus de vaporisation est un changement de phase associé à une énergie, la chaleur

latente de vaporisation ∆Hv [Graaf, 1994]. Chaque composé est caractérisé par sa densité de

vapeur (d) ou sa pression de vapeur saturante (pvap) qui ne dépend que de la température et

augmente avec elle (équation de Clausius-Clapeyron) :

d pH

RTvapv(ln( ))²

=∆

Pvap : pression de vapeur en Pa

Hv : chaleur latente de vaporisation en J/kg

R : constante des gaz parfait

T : Température en K

Elle représente la capacité d’une substance à passer de la phase solide ou liquide à la phase

gazeuse. La mesure de la pression de vapeur se fait à l’équilibre et pour des corps purs. Elle

représente en fait la pression du composé gazeux qui surnage au-dessus de sa phase liquide.

Le taux de volatilisation d’une substance dépendra aussi fortement de facteurs

environnementaux tels que la turbulence, la température, c’est ce qui contrôlera la deuxième

phase : la dispersion que l’on pourra représenter à l’aide d’une équation de diffusion [Yaron et

al., 1996].

A l’échelle microscopique ou macroscopique, la complexité du système sol vis à vis des

phénomènes d’évaporation et de diffusion fait qu’à l’approche thermodynamique précédente,

on préfère souvent une approche englobant les phénomènes de vaporisation et de diffusion. On

parlera d’un taux de volatilisation ou d’une vitesse de volatilisation. Ce taux de volatilisation

est associé à la distribution d’une substance entre l’air et l’eau et est caractérisé par la constante


87

de Henry du produit. Cela suppose donc un sol humide. Dans le cas d’un sol sec, la

volatilisation se fait directement de la phase solide à la phase gazeuse sans passer par

l’intermédiaire aqueux. Ce phénomène a pu être observé mais il ne fait pas encore l’objet d’une

représentation à proprement parler. On se contentera donc ici de signaler son existence

[Rivière, 1998]. De plus, il ne semble pas être un processus prépondérant par rapport au

changement de phase de liquide à gaz et est donc le plus souvent négligé.

Dans le sol, un composé gazeux réagit avec la matrice solide, et seulement une part peut être

finalement volatilisée en fonction de sa concentration.

La pression de vapeur ou densité de vapeur (d) correspondant à une volatilisation potentielle est

alors représentée par la loi de Henry :

d = hc

c : concentration du composé

h : constante de Henry.

Une augmentation de l’adsorption d’un composé gazeux limitera sa volatilisation. De même, un

accroissement de la teneur en eau diminuera l’adsorption du gaz et induira une augmentation de

la volatilisation [Yaron et al., 1996].

La volatilisation concerne surtout les produits phytosanitaires, azotés et phosphatés qui sont

utilisés en très grande quantité en zone rurale, mais aussi certains hydrocarbures dont on sait

qu’ils se volatilisent facilement. Par contre, dans le sol, on suppose que la volatilisation

naturelle n’a lieu que dans de très faibles proportions.

Concrètement, quelle que soit l’échelle considérée (à l’exception de l’échelle moléculaire), la

volatilisation d’un produit est représentée par un taux ou une vitesse de volatilisation.


88

�� 3URFHVVXV 3K\VLFR�FKLPLTXHV

Remarque préalable sur la représentation des réactions d’équilibre en chimie : Dans un

système homogène, à chaque transformation d’un réactant R en un produit P correspond un

ordre de réaction qui caractérise la réaction.

Ce degré de réaction peut prendre différentes valeurs.

Les réactions d’ordre zéro correspondent à une cinétique de production constante du produit P à

partir du réactant A, c’est à dire indépendante de la concentration des substances concernées.

A → P avec dP/dt = constante = -dA/dt

Les réactions du premier ordre correspondent à une cinétique de production du produit P à

partir du réactant A, proportionnelle à la concentration en A.

A → P avec dP/dt = -kA, où k = αe-E/RT

où T est la température, R la constante des gaz parfait et E l’énergie d’activation

On voit ici la forte dépendance de ces réactions avec la température.

Les réactions du second ordre correspondent à une cinétique de production du produit P à partir

de deux réactants A et B, proportionnelle au produit des concentrations en A et B.

A + B → P avec dP/dt = -kAB

Un cas particulier de réaction du second ordre sont les courbes de production sigmoïde

(présentant un maximum de production Pmax), qui décrivent de manière simple et correcte des

processus complexes tels que les transformations biochimiques.

3.3.1 : Précipitation

La représentation de la précipitation à l’échelle moléculaire ne présente pas le pragmatisme

nécessaire à son intégration au sein de la problématique de l’infiltration des eaux pluviales.

Ainsi, cette échelle ne sera pas l’échelle privilégiée de sa représentation.

La précipitation est considérée comme le phénomène le plus important, après celui de

l’adsorption, parmi l’ensemble des processus de rétention des métaux lourds par les particules

solides, localisées dans l’eau des pores ou à la surface des particules solides. Elle est régie par

une constante thermodynamique ks, appelée produit de solubilité au-delà duquel l’espèce

précipite. La validité de l’utilisation de cette constante repose sur des hypothèses d’équilibre

thermodynamique qui peuvent être remises en cause lorsque le temps de séjour des polluants

est trop court (infiltration rapide) [Yaron et al., 1996].


89

Les réactions de précipitation et de dissolution peuvent être représentées de la manière

suivante :

MnXm(s)←→ nM(aq) + mX(aq)

.

Les métaux lourds, en milieu naturel, précipitent sous forme de carbonates, de sulfures ou

d’hydroxydes. Lorsqu’ils précipitent sous forme de carbonates et d’hydroxydes la réaction

dépend évidemment du produit de solubilité (ks) mais aussi des pressions partielles de CO2 et de

H2O à l’intérieur de l’atmosphère du sol, (en effet la précipitation augmente avec les pressions

partielles). Les substances ayant la plus forte probabilité de précipiter sous forme de carbonates

sont : Ca2+, Sr2+, Ba2+, Fe2+, Zn2+, Cd2+, Hg2+, Fe3+, et sous forme de sulfures : Ag2+, Ni2+, Zn2+,

Ca2+, Hg2+, Fe3+. La formation d’hydrocomplexes concerne essentiellement Fe3+, Fe2+, Al3+,

Cu2+, Zn2+ [Yaron et al., 1996].

Le pH a une très grande influence sur la précipitation et notamment dans le cas de la formation

d’hydroxydes. Une augmentation du pH accroît le plus souvent la précipitation, notamment

dans le domaine des pH courants du sol et des eaux de ruissellement urbains. De même, le

potentiel d’oxydoréduction (Eh) et la température influent sur la précipitation. En effet, une

augmentation du potentiel d’oxydoréduction engendre généralement une diminution du pH, et

donc une solubilisation des métaux lourds.

Les conditions physico-chimiques du milieu déterminent la forme des éléments chimiques. La

figure 3.3 , tirée de Sigg et al. (1992) donne le diagramme pε (voir définition paragraphe 3.5.1)

en fonction de pH, pour le système Fe, CO2, H2O, et dans des conditions particulières. Il permet

donc d’identifier les formes solides, amorphes ou dissoutes du fer. Ceci est d’une grande

importance car les oxydes métalliques, et notamment les oxydes de fer sont très réactifs et

jouent un rôle important dans la rétention des métaux lourds.


90

Les phases solides sont Fe(OH)3 amorphe, FeCO3, Fe(OH)2, et Fe.

Figure 3.3 : Diagramme pε - pH pour le système Fe, CO2, H2O [Sigg et al., 1992]

Dans les eaux naturelles, et en l’absence de catalyseur biologique, les processus de transfert

d’électrons sont plus lents que les transferts de protons. Il en résulte que les interactions entre

les métaux lourds et les particules sont sous l’influence principale du pH. Plus que la

précipitation ou la dissolution, ce sont les réactions d’équilibre entre les deux phases qui sont

représentées.

Cela sous-entend de prendre en compte l’ensemble des substances mises en présence, ce qui

semble impossible, ainsi, on s’intéressera aux principales substances : carbonates, sulfures,

hydroxydes, métaux lourds, etc.

Aucune représentation spécifique et surtout pragmatique de la précipitation et de la dissolution

n’existe à l’échelle macroscopique. Le même type de représentation qu’à l’échelle

microscopique sera alors utilisée, c’est à dire une représentation par des équations d’équilibre.

A l’échelle mégascopique, l’hypothèse peut être émise qu’un coefficient de partage entre les

phases particulaire et dissoute puisse alors représenter l’équilibre entre ces deux phases.


91

3.3.2 : Sorption

C’est uniquement à l’échelle moléculaire que l’on arrive à distinguer les différents types de

liaison intervenant dans les phénomènes de sorption et donc dans la rétention des polluants.

La plupart des phénomènes chimiques correspondent à des réactions acido-basiques,

d’oxydoréduction ou de complexation, ou à leur combinaison. Les réactions acido-basiques

sont des transferts de protons, et les oxydoréductions des transferts d’électrons. La

complexation désigne le transfert des particules autres que le proton ou l’électron.

Les liaisons chimiques alors mises en cause permettent de différencier plusieurs types

d’interactions et notamment plusieurs types d’adsorption.

Adsorption non spécifique

L’échange d’ions est une adsorption physique, c’est à dire une accumulation de matière à

l’interface solide - liquide. Elle peut être considérée comme la formation d’un complexe de

sphère externe. Cela signifie que la liaison est électrostatique (elle est donc relativement faible)

et que les deux espèces ne sont pas directement en contact, mais qu’elles le sont par

l’intermédiaire de la couronne d’eau qui les entoure.

Lorsqu’il y a échange d’ions (et le plus souvent échange de cations), il n’y a pas de variation de

charge à la surface de la fraction solide ni au sein de la solution (car généralement cette

réaction est stœchiométrique) mais simplement une variation de composition chimique. En fait,

la surface se comporte de manière sélective vis à vis des ions qu’elle fixe. Cette sélectivité croît

avec la charge de l’ion et la force électrostatique qu’il crée, donc d’après la loi de Coulomb,

décroît avec l’augmentation de son rayon. La capacité d’échange de cations des sols est

nettement supérieure à la capacité d’échange d’anions. Ces derniers seront quantitativement

beaucoup moins fixés dans le sol.

L’ordre de sélectivité des cations est le suivant :

Pb2+ > Cd2+ > Zn2+ > Cu2+

C’est lorsque les substances sont adsorbées de manière non spécifique qu’elles sont le plus

facilement remobilisables.

Adsorption spécifique

L’adsorption spécifique est assimilable à une formation de complexe de sphère interne. C’est à

dire que les deux espèces sont directement en contact et liées par une liaison forte, covalente,

qui les rend difficilement remobilisables.

La plupart des anions et de nombreux cations peuvent former des complexes de sphère interne

grâce à un processus d’échange de ligands.

Ce type d’adsorption est particulièrement fréquent à la surface d’oxydes minéraux déprotonés


92

présents à la surface des minéraux et de l’argile notamment.

La charge électrique d’une surface, telle que celle des argiles, peut être fixe (c’est à dire

structurelle) ou variable.

Lorsque la charge surfacique est variable, l’adsorption spécifique est très importante pour les

métaux facilement hydrolysables ou ceux qui forment des oxyanions : MoO42-, HVO4

2-, WO42-,

CrO42-... Elle est dans ce cas fortement pH - dépendante.

Le schéma réactionnel peut être représenté de la manière suivante :

S-OH+ + L- ←→ S-L + H2O

où L- représente un ligand de charge négative.

Lorsque la charge électrique de surface est constante, l’adsorption spécifique est très

importante pour les cations monovalents. La quantité alors adsorbée est d’autant plus grande

que le pK (constante de première hydrolyse des cations) est faible. Les valeurs du pK des

principaux métaux sont répertoriées dans le tableau 3.2.

Métal pK associé

Hg 2.4

Pb 7.7

Co 7.7

Ni 9.7

Cd 10.1

Tableau 3.2 : Valeurs du pK de divers éléments d’après Brumer cité dans [Colandini, 1997].

Ceci nous donne l’ordre des quantités absorbées croissant suivant :

Hg > Pb > Cu > Co > Ni > Cd,

Coprécipitation

La coprécipitation peut être considérée comme la précipitation simultanée d’une espèce

chimique en conjonction avec d’autres éléments sans qu’il y ait un contrôle de la réaction.

Pour les métaux lourds, par exemple, lors d’une variation du pH ou du potentiel redox, le fer

peut précipiter sous forme de « ferrihydrite », hydroxycomplexe hydraté (Fe5(O4H3)3), d’aspect

gélatineux et qui renferme d’autres éléments.

La coprécipitation ressemble en fait à un phénomène de floculation.

La représentation de cette réaction, quelle que soit l’échelle considérée, pose de nombreuses

difficultés, la réaction elle même étant difficilement identifiable.

Les principaux minéraux contenus dans le sol et concernés par la coprécipitation d’éléments

traces sont répertoriés dans le tableau 3.3 suivant [Colandini, 1997].


93

Matière minérale de la matrice solide Métaux traces coprécipités

Oxyde de fer V, Mn, Ni, Cu, Zn, Mo

Oxyde de manganèse Fe, Co, Ni, Zn, Pb

Carbonate de calcium V, Mn, Fe, Cd, Co

Minéraux argileux V, Ni, Co, Cr, Zn, Cu, Pb, Ti, Mn, Fe

Tableau 3.3 : Les acteurs de la coprécipitation

Chélation - complexation

La matière organique contenue dans le sol est très réactive, notamment vis à vis des métaux

lourds, avec lesquels elle peut s’associer par des liaisons de coordination, et former ainsi des

complexes.

La chélation est la fixation d’une espèce chimique par des ligands organiques de faible poids

moléculaire, généralement les acides humiques et fulviques de la matière organique contenue

dans le sol, formant ainsi des complexes organo-métalliques. La forte affinité des métaux lourds

pour ces composés est liée à l’existence, à leur surface, de groupes fonctionnels (carbonyle,

carboxyle, hydroxyle). Les complexes ainsi formés sont généralement stables dans une large

gamme de pH. De plus, une augmentation de pH renforce cette stabilité. Selon le métal

considéré, la stabilité sera différente.

Elle est croissante dans l’ordre suivant [Alloway, 1995 cité par [Colandini, 1997]]:

Cu2+ > Fe2+ > Pb2+ > Ni2+ > Co2+ > Mn2+ > Zn2+

Les chélates ainsi formés peuvent être mobiles dans le sol, le transport se fait alors sous forme

particulaire ou colloïdale et est appelé la chéluviation [Gobat et al., 1998].

La sorption de manière générale

Les phénomènes chimiques de rétention dans le sol sont représentés à l’échelle microscopique

par des réactions à l’équilibre. Chacune est corrélée à des constantes thermodynamiques

correspondant à une substance ou à un minéral contenu dans le sol [De Marsily, 1993]. Par

exemple, la représentation schématique de la réaction à l’équilibre de l’adsorption non

spécifique est :

2(K +)r+ (Ca2+)s←→ (Ca2+)r + 2(K +)s

avec (K+)s et (Ca2+)s les ions en solution, et (K+)r et (Ca2+)r les ions retenus à la surface.


94

Pour l’adsorption spécifique, la représentation est :

-S-O- + MeOH+ ←→ -S-O-MeOH

avec S-O- un groupe fonctionnel de surface et MeOH+ un cation en solution.

Les réactions hétérogènes correspondent à l’ensemble des interactions avec la surface de la

phase solide. La plupart des interactions avec la surface sont si rapides qu’elles peuvent être

décrites dans des conditions proches de l’équilibre. Dans ce contexte, la réaction la plus

courante est l’adsorption de Langmuir qui décrit une adsorption non-spécifique. L’appellation

non-spécifique signifie qu’il n’y a pas de préférence pour un site d’adsorption plutôt que pour

un autre, et que la cinétique d’adsorption dépend du taux d’occupation des sites d’adsorption,

de la concentration en réactant et de la capacité d’adsorption du matériau. Du fait de sa

dépendance au taux d’occupation des sites, l’adsorption de Langmuir présente une saturation.

Puisqu’elle dépend du nombre de contacts « absorbé / adsorbant », elle dépend forcément de la

température, par l’intermédiaire de l’agitation moléculaire. C’est pour cela que les

caractéristiques de ces réactions, c’est à dire les fonctions qui associent la concentration et le

taux d’occupation des sites d’adsorption, sont déterminées pour une température donnée et

qu’on les appelle les isothermes de Langmuir.

L’adsorption de Langmuir peut être représentée de la manière suivante [Richter, 1987] :

si A + S ←→ AS

alors l’adsorption peut être décrite par : ds

dtk c n a= −1 1. .(( ). . )δ

la désorption par : ds

dtk n a= − 2. . .δ

et la réaction totale par ds

dtk c k n a= − −[ . .( ). . ]. . )1 21 δ δ

avec : A : les sites réactifsS : le substrata : la concentration en adsorbant (le sol) par unité de volume de solutions : δn : la concentration en substrat adsorbéc : la concentration du substrat dans la solutionn : la capacité d’adsorption (par exemple en meq par g de sol)δ : le taux d’occupation des sites1-δ : le taux de sites non occupés(1-δ).n.a représente la concentration en sites non occupésK = k1 / k2

c0 : 1 / K : constante d’affinité

A l’équilibre, on a ds

dt= 0, d’où

δδ1

1

2 0−= = =

k

kc Kc

c

c


95

ou alors : δ =+c

c c0

ce qui conduit à : sc

c c≈

+ 0

soit s kc

c c=

+ 0

s

Il est important de rappeler les hypothèses faites afin d’obtenir ces résultats :

⇒ les sites d’adsorption sont équivalents,

⇒ il n’y a pas d’interaction entre les composants de la solution, et dans le cas d’un

mélange, les espèces en présence sont en compétition pour les mêmes sites mais ont des

énergies différentes.

Si les sites ne sont plus égaux face à l’adsorption, c’est alors l’isotherme de Freundlich qui

décrit le mieux l’évolution des concentrations au cours de la réaction. Lorsque l’adsorption est

non spécifique, c’est à dire lorsque les composés n’ont pas la même charge électrique, on

parlera d’échange d’ions et la réaction pourra être décrite par :

A S S A S S− + ←→ − +++ + + ++2 2

avec : ds

dtk s c k c

+++ + ++= − −1 2

A l’exception des ions Cl-, nombreux sont les composés ou ions qui interagissent avec la

matrice solide. La représentation de la transformation de ces composés réactifs ou de ces ions

dans le sol nécessite quelques précisions. Toutes les réactions d’adsorption et désorption,

précipitation et dissolution, ou d’échange de cations, auxquelles prennent part les substances

contenues dans le sol, peuvent être représentées par des lois mettant en relation les

concentrations des substances (c) et la concentration de la phase solide du sol (s) servant de

sites d’adsorption. De la même manière que précédemment, les formulations peuvent rendre

compte d’un équilibre ou non. Dans le premier cas, cela est rendu possible si on suppose que

les processus de transferts verticaux (écoulement de l’eau chargée de substances) sont

suffisamment lents pour laisser le temps aux réactions d’avoir lieu. C’est une hypothèse très

forte qui peut ne pas être vérifiée, notamment en ce qui concernent certains hydrocarbures

[Richter, 1987].

Le tableau 3.4 résume les formulations possibles pour différents cas :


96

Formulation à

l’équilibre

Formulation hors

équilibre

Formulation proche de

l’équilibre

Approche linéaire s c~ ou s kc= ds

dtkc=

ds

dtk c k s= −1 2

Approche de Langmuir

(phénomène de saturation)

s c c c~ / ( )+ 0 ou

s k c c c= +. / ( )0

ds

dtk ca n s= −1 ( )

ds

dtk ca n s k as= − −1 2( )

Approche de Freundlich s ck~ 2 ou s k ck= 12 ds

dtk ck= 1

2ds

dtk c k sk= −1 3

2

Approche avec

compétition

s s c c1 2 1 2/ ~ / ou

s s k c c1 2 1 1 2/ . /=

ds

dtk c s1

1 1 2=ds

dtk c s k c s1

1 1 2 2 2 1= −

s : concentration de la phase solide du sol

c : concentration de la solution

co : affinité du substrat (représentative de la proportion entre l’adsorption et la désorption)

Tableau 3.4 : Modèles possibles pour la représentation de l’adsorption [Richter, 1987]

Le profil d’adsorption, désorption et d’échange dépend de la distribution des sites d’échange de

la matrice solide, et de la distribution temporelle des apports en sorbants, de la pluie et des

prélèvements par les plantes [Richter, 1987].

A l’échelle macroscopique, les différents types de rétention des polluants ne sont plus

distingués. On introduit alors un coefficient de partage Kd qui représente de manière globale la

rétention des polluants dans le sol, par une adsorption supposée linéaire et à l’équilibre sans

rendre compte réellement des processus mis en jeu. On parlera alors de sorption ou désorption

[Echevarria, 1998]. L’utilisation de ce paramètre n’est possible que si les conditions d’équilibre

sont respectées et que le phénomène de rétention est effectivement linéaire. Ces hypothèses

sont très fortes, elles peuvent être respectées ou imposées dans des conditions de laboratoire

(échelle macroscopique), mais ce n’est pas toujours le cas in situ ou à de plus grandes échelles.

De plus, comme ce coefficient de partage dépend à la fois de la solution infiltrée et du sol

récepteur il nécessite souvent de nombreuses mesures dans un milieu à géométrie et à

composition hétérogène.

Plus Kd sera grand, plus le composé aura tendance à être retenu par le sol [Maréchal, 1996]. Ce

coefficient peut parfois être estimé a priori.


97

Il peut parfois être déterminé à partir de la relation suivante [Lallemand-Barrès, 1995]:

Kd = foc.Koc avec logKoc = 0.989logKow - 0.346

Kow : coefficient de partage octanol-eau

foc : fraction de matière organique dans le sol

La représentation précédente peut être utilisée à l’échelle mégascopique à condition que

l’équilibre des réactions soit atteint et que la rétention des polluants soit linéaire. Si ces

conditions ne sont pas respectées, l’utilisation de Kd comme paramètre représentant la rétention

des polluants dans le sol est purement spéculative.

Or, à l’échelle mégascopique qui est celle d’un ouvrage d’infiltration, les conditions d’équilibre

ne sont pas toujours atteintes [Echevarria, 1998].

L’échelle mégascopique ne permet pas de représenter de manière distincte les différents

processus élémentaires d’adsorption. Par contre l’utilisation d’un coefficient de partage entre

une phase adsorbée mobile, une phase adsorbée immobile et une phase non adsorbée pourrait

permettre d’intégrer à grande échelle les phénomènes de rétention physico-chimique, voire

même biologique. L’influence des différents paramètres sur les phénomènes élémentaires (que

l’on explicitera au chapitre suivant) peuvent être à la base de la construction d’un indicateur

représentatif de la sorption à grande échelle.


98

�� 3URFHVVXV FKLPLTXHV

3.4.1 : Photolyse

Sur une profondeur d’environ 5 mm, le sol peut avoir un comportement très différent du sol

plus profond et subir notamment les effets des radiations solaires. Ceci implique qu’il peut y

avoir dans cette zone ou en surface, une photodégradation des polluants. Mis à part pour un

composé particulièrement sensible au rayonnement solaire ou dans ce cas l’étude fine de ce

processus à l’échelle microscopique (peut-être macroscopique), la photolyse est rarement prise

en compte dans l’étude des transferts de polluants dans le sol, elle peut pourtant être importante

à la surface du sol. Quelle que soit l’échelle, la photolyse peut être représentée par un taux de

dégradation (ou de photodégradation) qui dépend essentiellement de la stabilité du composé et

de l’intensité du rayonnement solaire. De ce fait, plus les composés seront stables, moins leur

dégradation par photolyse sera importante, ainsi, les substances halogénées seront facilement

dégradées par le rayonnement solaire contrairement aux hydrocarbures aromatiques

polycycliques, très stables.

3.4.2 : Hydrolyse

L’hydrolyse est la rupture d’une liaison chimique sous l’action de l’eau. Elle est principalement

associée aux minéraux constitutifs de la matrice solide. Elle y provoque en effet un

réarrangement du réseau cristallin. Elle dépend des conditions climatiques et est accentuée par

une température et une humidité élevées. Le pH a lui aussi une influence sur l’hydrolyse.

L’activité des micro-organismes a tendance à catalyser ce processus. L’hydrolyse peut être

acide ou basique [Gobat et al., 1998].

Elle concerne aussi l’ensemble des constituants du sol et notamment les polluants sur lesquels

l’eau a une action. On peut citer par exemple l’hydrolyse d’un composé halogéné où la liaison

C-Cl est rompue :

CH3Cl + H2O ←→ CH3OH + HCl

Elle concerne aussi les organo-métalliques, les esters qui donnent alors un acide carboxylique

et un alcool (réaction inverse de l’estérification), ou les dérivés halogénés [Arnaud, 1996].

R-C≡C-Na + H2O←→ R-C≡CH + NaOH

A l’échelle moléculaire, la photolyse peut être effectivement associée à la rupture d’une liaison

chimique sous l’action de l’eau.

Au même titre qu’un grand nombre de réactions chimiques, la photolyse est représentée à

l’échelle microscopique par une réaction à l’équilibre, à laquelle peut être associé un temps de


99

disparition ou de demi-vie utilisable quelle que soit l’échelle, macroscopique ou mégascopique.

Le temps de demi-vie d’un composé représente le taux de disparition d’un composé par

photolyse. Le pH de la solution de sol a une influence sur l’hydrolyse qui n’est pas de la même

amplitude selon le produit considéré.

Le tableau 3.5, tiré de [Yaron et al., 1996] donne l’exemple de la dépendance de l’hydrolyse du

parathion (un pesticide organo-phosphoré des plus couramment utilisés) vis à vis du pH.

pH 3.1 5 7.4 9 10.4

Demi-vie en heures

en jours

4182

174

3670

153

2594

108

523

22 j

33.2

≈1

Tableau 3.5 : Hydrolyse du parathion à 20°C

De manière globale

Puisqu’il est difficile de distinguer les processus élémentaires de transformation des substances,

un paramètre global pourrait être construit et utilisé pour représenter la dégradation par des

processus chimiques, mais comme on le verra plus tard, il pourrait aussi intégrer l’action des

processus biologiques.


100

�� 3URFHVVXV ELRFKLPLTXHV

3.5.1 : Oxydoréduction

L’oxydoréduction, bien qu’étant un phénomène chimique est considérée ici comme processus

biochimique car dans les sols, elle est très souvent induite par l’activité biologique. Elle se situe

donc à l’intersection de deux disciplines.

Les processus d’oxydoréduction peuvent être considérés comme un transfert d’électrons d’un

réducteur vers un oxydant. Ces transferts sont souvent lents (bien plus lents que le transfert de

protons des réactions acido-basiques), et l’équilibre n’est pas souvent atteint. Au même titre

que le pH correspond à l’intensité d’un équilibre acido-basique (concentration en protons), le

potentiel d’oxydoréduction pε correspond à l’intensité d’un équilibre d’oxydoréduction.

L’intensité d’oxydoréduction pε est mesurée le plus souvent à l’aide d’un pH-mètre. On parlera

alors de potentiel d’oxydoréduction Eh, exprimé en volt [Sigg et al., 1992].

Ö Une oxydation est une incorporation d’oxygène ou une libération d’électrons.

Ö Une réduction est une perte d’oxygène ou une incorporation d’électrons.

L’exemple du fer permet d’illustrer ce propos :

Forme réduite Forme oxydée

2FeO + O ←→ Fe2O3

Fe2+ ←→ Fe3+ + e-

Au même titre que le pH correspond à la concentration en ions H3O+, pε est défini par :

pε = - log{e-}

à partir duquel on obtient le potentiel redox :

pF

RTEhε =

2 3.

Avec : Eh : le potentiel redox

F : constante de Faraday = 96490 (C.mol-1)

R : constante des gaz parfaits = 8.314 (J.mol-1.K

-1)

T : Température en Kelvin

Les réactions et les équilibres d’oxydoréduction dépendent du pH du milieu. A partir de cette

constatation, le pouvoir d’oxydoréduction a été construit permettant d’associer l’Eh et le pH par

la formulation suivante :

rHEh

pH= −0 029

2.

.


101

Le milieu est réducteur lorsque le pouvoir d’oxydoréduction est négatif, il y a alors dégagement

d’hydrogène. Le milieu est oxydant lorsqu’il est supérieur à 27, et il y a dégagement d’oxygène

[Chocat et al., 1997].

L’oxydoréduction n’est pas à proprement parler un processus de dégradation ou de rétention

des polluants dans le sol, mais correspond à un état d’équilibre physico-chimique du sol qui,

lui, a une influence sur les processus de transfert, de rétention ou surtout de transformation

chimique et biologique.


102

�� 3URFHVVXV ELRORJLTXHV

L’activité biologique peut être quantifiée de manière indicative par le profil de minéralisation,

lui-même corrélé à la quantité de CO2 produit ou à la quantité d’oxygène consommé dans les

sols [Richter, 1987]. C’est ce qu’on appelle « la respiration » du sol.

La modélisation des processus biologiques est essentiellement axée sur la représentation des

flux et des bilans de matière et d’énergie. Cette représentation repose sur le principe du facteur

limitant. C’est à dire que le taux d’accroissement est limité par le paramètre le plus défavorable

[Masbernat et al., 1993].

Les processus biologiques peuvent être représentés à l’échelle moléculaire par la rupture d’une

liaison, l’arrachement d’un électron ou d’un proton. Mais cette représentation est finalement

celle utilisée pour les processus chimiques ou physico-chimiques. L’utilisation de ce type de

représentation reste souvent limitée à l’acquisition de nouvelles connaissances.

A l’échelle microscopique, la représentation utilisée pour décrire les processus biologiques est

généralement celle des équations d’équilibre. Là aussi, on remarque que la modélisation

correspond à celle des processus chimiques qui interviennent dans les processus biologiques.

A l’échelle macroscopique et à l’échelle mégascopique, la transformation biologique d’un

composé est représenté par son temps de demi-vie qui dépend du milieu dans lequel il se

trouve. Le temps de demi-vie représente le temps qu’il faut pour ne retrouver que la moitié du

composé initialement présent dans le milieu. Il ne permet donc pas de prévoir l’apparition d’un

sous produit de dégradation. Concrètement, la prise en compte des processus biologiques se fait

dans le cas d’une dégradation de produits par une diminution des concentrations dans le milieu.

Les processus de broyage concernent surtout la formation à long terme d’humus à partir de

déchets organiques. Les études réalisées dans ce domaine concernent de manière quasi-

exclusive, le sol naturel où la faune souterraine est particulièrement abondante. Il est difficile

de transférer ces connaissances au milieu urbain où l’activité biologique de la faune est réduite,

et où la faune peut avoir un comportement différent. De même l’importance de l’aération du sol

par la pénétration des racines et la circulation des animaux souterrains (vers de terre, etc.) est

un processus des plus importants vis à vis du fonctionnement biologique d’un sol.

La surface du sol est généralement un lieu propice au développement bactérien qui peut alors

entraîner l’apparition d’un biofilm. Ce biofilm peut constituer un frein à l’écoulement de l’eau.


103

Il représente une zone d’activité biologique intense où une forte biodégradation peut avoir lieu.

De même les bactéries qui y sont présentes peuvent constituer la première étape de

bioaccumulation de polluants dans la chaîne trophique.

3.6.1 : Rétention biologique des polluants

Les métaux peuvent être retenus par les bactéries soit par une adhérence à la paroi de leur

cellules soit par une pénétration et une accumulation à l’intérieur des cellules. Les bactéries

ayant elles mêmes le plus souvent adhéré à la matrice solide. La représentation du phénomène

d’adsorption biologique se fait de la même manière que l’adsorption chimique et est le plus

souvent décrite par un isotherme de Langmuir lorsque l’adsorption est linéaire ou de Freundlich

lorsqu’existe un phénomène de saturation [Hébrard-Labit, 1998].

3.6.2 : Transformation des composés inorganiques

Nitrification - Dénitrification

La nitrification est associée aux bactéries chimio-autotrophes qui, dans des conditions

anaérobies tirent leur énergie de l’oxydation des ions ammonium (NH4+) en nitrite (NO2

-). Puis

les nitrobactéries oxydent les nitrites en nitrates (NO32-). Dans le sol, l’ammonium libéré lors de

la décomposition de la matière organique s’il n’est pas immédiatement réutilisé est rapidement

transformé en nitrate. Une fois que l’ion NO32- est formé, il peut subir une dénitrification sous

l’action des micro-organismes jusqu’à l’obtention dans des conditions favorables d’une entière

minéralisation (formation de N2 gazeux) [Yaron et al., 1996].

Nitritation NitratationNH4

+ → NO2- → NO3

2-

(Ammonium) (Nitrites) (Nitrates)

→nitrification

D’une manière générale, l’ion ammonium est la source principale d’azote pour les micro-

organismes et les champignons, alors que les plantes sont le plus souvent incapables de

l’assimiler. Elles ont besoin en effet du nitrate qui leur est fourni par les bactéries nitrifiantes.

En l’absence de couverture végétale, la production par les bactéries ou les apports directs de

nitrates ne seront donc pas consommés et le risque de lixiviation est alors accru (risque de

contamination des eaux souterraines) [Gobat et al., 1998].


104

Transformation du phosphore

Le phosphore est généralement le facteur limitant la croissance biologique. Sa minéralisation

microbienne à partir du phosphore organique est fortement influencée par des paramètres

environnementaux tels que le pH, la température et la teneur en eau [Yaron et al., 1991]. Dans

le sol, la majeure partie du phosphore se trouve sous forme précipitée.

C’est uniquement dans la zone rhizosphérique que certaines bactéries parviennent à solubiliser

le phosphate. Cette solubilisation peut être en partie due à l’abaissement global du pH dans

cette zone du sol [Gobat et al., 1998].

Transformation des métaux

La transformation par voie biologique des métaux se fait par deux processus.

Le premier et le plus important est l’oxydation ou la réduction microbienne, le deuxième est la

conversion d’un composé métallique organique en un composé inorganique, et inversement.

L’oxydation bactérienne peut avoir lieu directement par les enzymes ou par l’intermédiaire de

l’action qu’ont les micro-organismes sur le pH et le potentiel redox. A titre d’exemple, on peut

citer la transformation du mercure sous l’action des micro-organismes en méthylmercure ou

diméthylmercure. Les composés alors obtenus sont volatils, plus disponibles et d’une toxicité

beaucoup plus élevée.

Le deuxième type de transformation est la biodégradation des composés organo-métalliques

[Yaron et al., 1996].

3.6.3 : Transformation des composés organiques

Biodégradation

La biodégradation est un processus par lequel les composés organiques (toxiques ou non)

servent de substrat à la croissance microbienne. Dans ce cas, les substances organiques sont

métabolisées en CO2 ou en d’autres molécules organiques par les micro-organismes [Yaron et

al., 1996]. Il est important de remarquer, que le plus souvent, toute la dynamique des micro-

organismes est cachée dans la valeur d’un unique paramètre : une constante de biodégradation

[Billen, 1993].

Or, d’après De Marsily (1993), plutôt que d’utiliser un paramètre global (qui est généralement

difficile voire impossible à caler) pour représenter la biodégradation de la matière organique, il

serait préférable d’utiliser un groupe de paramètres, mesurables in situ tels que l’activité

microbienne à laquelle les variations de température peuvent être corrélées.


105

Cométabolisme

Le cométabolisme est la dégradation des produits xénobiotiques. Elle est facilitée par l’action

conjointe des sécrétions racinaires et des métabolites microbiens. Cette réaction est donc

localisée dans la rhizosphère [Gobat et al., 1998]. Lors de ces transformations cométaboliques,

la dégradation des molécules organiques toxiques se fait généralement au détriment des autres

molécules organiques non toxiques (compétition entre la dégradation de divers composés

organiques).

Ce processus peut mener à l’accumulation de produits intermédiaires, qui sont dans de

nombreux cas plus toxiques que les composés initiaux [Yaron et al., 1996].

Transformation non enzymatique

Les réactions non enzymatiques sont le résultat indirect de processus microbiologiques qui

induisent des changements de conditions environnementales telles que le pH ou le potentiel

redox. C’est par exemple le cas de certains produits issus de la décomposition microbienne

photosensible et qui agissent comme un catalyseur photochimique sur d’autres produits [Yaron

et al., 1996].

Photosynthèse - Respiration

Les réactions de la photosynthèse (P) et de la respiration (R) peuvent être représentées de la

manière simplifiée suivante :

CO2 + H2O + énergie solaire←→ {CH2O} + O2 .

Pour avoir lieu, la photosynthèse nécessite la présence de nombreuses substances (azote,

phosphore...), on a alors l’égalité stœchiométrique suivante pour la photosynthèse des

protoplasmes d’algues :

106CO2 + 16NO3- + HPO42- + 122H2O + 180H+ + (éléments traces + énergie solaire)

←→

{C106H263O110N16P1} + 138O2

Même si la stœchiométrie est différente d’un élément à l’autre, il est remarquable de constater

que les variations d’indice stœchiométrique du carbone, de l’azote et du phosphore sont

constants, soit ∆C : ∆N : ∆P = 106 : 16 : 1 c’est à dire que l’on peut écrire le schéma

réactionnel général et simplifié de la photosynthèse et de la respiration :

106CO2 + 16NO3- + HPO42- + nH2O + mH+ + (éléments traces + énergie solaire)

←→

{C106Hn’Om’N16P1} + p’O2


106

Bioaccumulation et bioamplification

[Ramade, 1992] [Richter, 1987], [Yaron et al., 1996]

La biodisponibilité des éléments détermine leur transit dans la microfaune et la microflore du

sol, et de là leur possible bioaccumulation ou bioamplification dans les maillons supérieurs de

la chaîne trophique. Cette biodisponibilité est généralement bien représentée par le coefficient

de partage octanol – eau : Kow.

Une faible biodégradabilité, associée à une forte stabilité moléculaire et une forte liposolubilité

sont des facteurs favorables à une forte bioaccumulation. Il existe une concentration d’équilibre

entre les teneurs en polluants dans les organismes et celle de leur milieu environnant (dans

notre cas, la solution de sol par laquelle s’effectuent les transferts). Cet équilibre dépend d’une

part de l’hydrosolubilité du composé qui conditionne son adsorption et de sa liposolubilité qui

conditionne son «stockage» dans l’organisme récepteur. Les composés hydrophobes (qui sont

souvent lipophiles), mis en présence d’une substance autre que l’eau, vont pouvoir s’y

dissoudre ou y subir une adsorption. Il a été montré une très forte corrélation entre la solubilité

des hydrocarbures chlorés et le facteur de concentration chez les poissons et les mollusques

aquatiques. Dans ce cas, plus la solubilité est faible, plus le facteur de concentration est grand.

On note, à titre d’exemple, l’ordre croissant d’accumulation suivant pour certains

hydrocarbures : Hexachlorobiphényle, Pentachlorobiphényle, DDE, Tétrachlorobiphényle,

DDT (p)1, HCB (p), Trichlorobiphényle, Aldrine (p), Endrine (p), Dieldrine (p), Métaxychlore,

Endrine (p), α-endosulfan, PCP, α-HCH (p), β-HCH (p), Tétrachloroéthylène (hydrocarbure

organo-chlorés), Tétrachlorure de carbone.

Finalement, on peut dire que l’ensemble des phénomènes de transformation biologique sont

globalisés en un seul et même processus que l’on nomme généralement « biodégradation » et

qui peut être représenté par exemple par le temps de demi-vie d’un produit. Les compétitions,

ou catalyse entre les produits ne sont alors pas du tout considérés. De plus, cette représentation

ne permet pas de présumer de l’apparition de sous produits de transformation, et pourtant ils

sont parfois plus toxiques et plus dommageables pour la qualité du sol et des eaux souterraines.

Les processus biologiques sont généralement abordés en terme de cycle des éléments

constitutifs. On parle, par exemple du cycle du carbone, de l’azote, etc. Tous ces cycles forment

une sorte d’engrenage représentant l’interdépendance de la transformation des éléments

chimiques.

1 (p) : pesticide


107

�� 3URFHVVXV ELRSK\VLTXHV

3.7.1 : Broyage

Le broyage représente l’action de la faune souterraine sur les divers composés du sol. C’est

l’action notamment des insectes et autres êtres vivants sur la matière organique. Cette action est

difficilement représentable mais accélère la décomposition de la matière organique.

3.7.2 : Aération

L’action mécanique de la faune souterraine capable de se déplacer ou la pénétration des racines

a un rôle primordial vis à vis du fonctionnement du sol. Par rapport à l’infiltration des eaux

pluviale, l’aération du sol peut agir sur les conditions de biodégradation parfois limitée par la

teneur en oxygène. Les chemins que crée la faune souterraine en se déplaçant améliore la

circulation de l’air à l’intérieur du sol. Ceci est une action que l’on pourrait qualifier de positive

par rapport au rôle épurateur du sol. Par contre, la création de canaux, notamment par les vers

de terre ou les racines, peut engendrer des chemins d’écoulement préférentiels pour l’eau et

donc accroître la vitesse d’infiltration de l’eau dans le sol.

Si ce n’est à de rares exceptions près, tels que les parcs, les jardins et ou les aménagements

ponctuels, le milieu urbain ne subit pas une action mécanique de la faune et de la flore

souterraine très forte. A l’heure actuelle, il ne semble pas qu’elle fasse l’objet d’une

représentation et d’une modélisation particulière pouvant être utilisée et intégrée ou servir de

support à la problématique de l’infiltration des eaux pluviales en milieu urbain.

L’action mécanique de la faune et de la flore dans le sol sous-jacent un ouvrage d’infiltration

demande à être un peu étudié et caractérisé car il est probable qu’une activité biologique ait pu

s’adapter et se développer et donc qu’elle puisse jouer un rôle dans l’évolution et le

comportement de celui-ci.


108

�� &RQFOXVLRQ

Les phénomènes précédemment étudiés ont chacun une échelle spatio-temporelle privilégiée de

description et de représentation. Ces phénomènes sont difficiles à classer par champ

scientifique car il existe de fortes dépendances entre les différents domaines comme l’illustre la

figure 3.4 suivante.

P e rc ola tion

L ix iv ia tion

D if fus ion

L e s s ivage

D é c a nta tion

V ola tilis a tion

F iltra tio n m é c a nique

P ré c ipita tion

S orption

P hotolys e

H ydro lyse

O xydoré duc tion

R é te ntion

T r a ns form a tion de s subs ta nc e s inorga nique s

T ra ns form a tion de s subs ta nc e s orga n ique s

B royage

A é ra tion

F IL T R A T IO N

PHYSI QUE CHI M I E

BI OLOGI E

Figure 3.4 : Représentation schématique du couplage des différents

phénomènes concernés.

L’interdépendance entre les processus caractérise le fonctionnement du sol et rend difficile leur

représentation et leur prise en compte simultanée. Certaines études spécifiques ont pu mettre en

évidence des couplages, mais ont alors forcément fait abstraction d’un certain nombre d’autres

influences. Ainsi, à l’échelle la plus souvent utilisée pour acquérir des connaissances et


109

construire des représentations fines, c’est à dire celle de la colonne de laboratoire, il est difficile

d’étudier toutes les interactions entre tous les processus intervenant dans le transfert des

polluants dans le sol.

Notre approche est d’imaginer un cadre commun aux différents champs scientifiques

permettant de représenter de manière globale le fonctionnement du sol.

Les phénomènes physiques, chimiques ou biologiques que le sol subit ou induit sont des

processus de transport, de rétention et de transformation.

La percolation, le lessivage, la lixiviation et la diffusion font partie de cette première catégorie.

Leur représentation à l’échelle de la colonne de laboratoire est basée principalement sur la

notion de conductivité hydraulique. Or celle-ci reste difficile à établir et ne paraît pas toujours

représentative du fonctionnement hydraulique du sol à grande échelle. L’absence d’une

caractérisation à grande échelle de la cinétique d’infiltration ou son manque de représentativité,

rend difficile la distinction des processus de lessivage, de lixiviation et de diffusion. On est

alors tenté de supposer que la fraction dissoute circule à la même vitesse que l’eau (parfois avec

un facteur correctif permettant d’intégrer un retard lié la diffusion) et que la fraction

particulaire est partiellement ou totalement retenue, bien que l’on sache qu’une migration des

particules dans le sol est possible sans vraiment pouvoir présumer dans quelles proportions. La

construction d’un indicateur de la cinétique d’infiltration à l’échelle mégascopique devient une

nécessité d’autant plus grande lorsque l’on aspire à la corrélation de l’aspect dynamique et des

processus chimiques et biologiques.

Les phénomènes de rétention sont la décantation, la filtration mécanique, les processus de

sorption et de précipitation et la rétention biologique. Le fait qu’une substance soit adsorbée ou

sous forme précipitée ne signifie pas qu’elle soit immobile dans le sol, puisque les particules

peuvent être mobiles. En revanche, elles sont généralement moins accessibles aux phénomènes

de transformation que ceux-ci soient biologiques (transformation des substances organiques ou

non, broyage) ou physico-chimiques tel que la photolyse, l’hydrolyse, la volatilisation ou

l’oxydoréduction.

Trois grands groupes de phénomènes se sont distingués comme le schématise la figure 3.5.


110

P e rc ola tion

L ix ivia tion

D if fus ion

L e ss ivage

D é c a nta tion

V ola tilisa tion

Filtra tion m é c a nique

P ré c ipita tio n

Sorption

P hotolyse

H ydrolyse

O xydoré duc tion

R é te ntion biologique

T r a ns form a tion de s substa nc e s inorga nique s

T ra ns form a tion de s substa nc e s orga nique s

B royage

A é ra tion

TRANSPORT RETENTI ON

TRANSF ORM ATION

T ran s p o rtR é te n t io n

T ran s fo rm at io n

Figure 3.5 : Organisation des processus physiques, chimiques et biologiques

selon leur rôle dans le transport, la rétention et la transformation des polluants dans le sol.

A l’échelle mégascopique, les phénomènes de transport nécessitent la construction d’un

indicateur pertinent de la cinétique d’infiltration de l’eau dans le sol. Les processus de rétention

pourraient être associés à un taux et une intensité de rétention. La transformation des polluants

peut être abordée par une durée de demi vie ou une vitesse de disparition comme c’est souvent

le cas à une échelle plus petite.

Les expériences effectuées à l’échelle macroscopique (la colonne de laboratoire) ont permis de

mettre en évidence un certain nombre de paramètres qui interviennent fréquemment et dont

l’influence est grande lorsqu’on tente de comprendre le comportement d’un sol soumis à

l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial.


111

La prise en compte simultanée de tous les phénomènes passe par l’identification des

interactions et des paramètres qui les influencent. Ainsi, dans la suite de nos travaux, nous nous

attacherons à identifier ces interactions et ces paramètres, et à mettre en avant leur importance

relative.

Chapitre 4 : Les interactions entre les polluants et les processus : Extraction des principaux paramètres

112

4 : Les interactions entre les polluants et les processus : Extraction des

principaux paramètres

�� ,QWURGXFWLRQ

La difficulté principale de l’étude des transferts de polluants dans le sol réside dans la multitude

des interactions qui ne peuvent pas toutes être intégrées simultanément. Ainsi, par exemple,

l’étude de la propagation des polluants dans le sol indépendamment les uns des autres ne

procure qu’une représentation partielle du fonctionnement du sol vis-à-vis des transferts dont il

est le siège. En effet, en ne s’intéressant qu’à un certain nombre de polluants cela signifie que

le rôle de compétition, ou de synergie des autres substances sur les processus, n’est pas pris en

compte. Bien que cela puisse être le cas dans de nombreuses situations, il existe des contextes

particuliers pour lesquels on ne peut écarter a priori aucune hypothèse. Ainsi, bien souvent les

sels utilisés pour le déverglaçage des voiries, ou naturellement issus des embruns pour les villes

côtières, ont une influence sur la remobilisation et la propagation des métaux lourds qu’il est

nécessaire de prendre en compte, notamment dans un milieu urbain des pays froids ou du

littoral. Il faut donc partir de l’hypothèse de l’existence d’une interaction qui peut paraître non

triviale a priori. De même, la compétition des métaux vis-à-vis des sites d’adsorption influe sur

les quantités potentiellement retenues.

Ainsi, dans le but de compléter la vision que l’on a actuellement du rôle épurateur du sol, il est

nécessaire de construire une représentation basée non plus uniquement sur la juxtaposition de

comportements considérés comme dissociés, mais sur l’ensemble des interactions ou tout au

moins celles qui ont pu être identifiées. L’ensemble de ces interactions qui ont été ou qui seront

identifiées, influencent le comportement individuel de chacun des polluants. Elles régissent et

constituent donc le comportement global du sol face à l’infiltration des eaux chargées de

polluants.

Afin d’obtenir une vision globale du fonctionnement du sol vis-à-vis des transferts de polluants

issus du ruissellement pluvial, nous avons considéré dans un premier temps les interactions

entre les polluants eux mêmes (compétition, catalyse, etc.), puis les interactions entre les

processus. Nous avons tenté de mettre en évidence des phénomènes qui pourraient en accentuer

d’autres ou au contraire les inhiber. Dans une troisième étape nous avons associé les polluants

aux processus qu’ils subissent ou engendrent afin de leur faire correspondre un certain nombre

de paramètres qui serviront de base à la construction d’une représentation commune aux

différents champs scientifiques impliqués dans la problématique de l’infiltration des eaux de

ruissellement urbain et des transferts de polluants associés.


113

�� /HV LQWHUDFWLRQV HQWUH OHV SROOXDQWV

4.2.1 : Interactions entre les métaux lourds

Le plomb et le cadmium interagissent entre eux. Ainsi, en présence de plomb, le cadmium est à

saturation du sol, 80 fois moins adsorbé qu’en absence de plomb [Richter, 1987]. De même, le

cuivre et le zinc sont en compétition pour les sites d’adsorption. Le cuivre est généralement

plus fortement adsorbé par la matière organique que le zinc [Mesquita et al., 1998]. La plupart

des études faites sur la capacité d’un sol à retenir les métaux lourds s’attachaient le plus

souvent à un seul métal.

Cette approche mono-métallique ne prend pas en compte la compétition qui existe entre les

différents métaux, notamment vis à vis des sites d’adsorption, ce qui a pour conséquence de

surestimer le pouvoir de rétention du sol [Plassard, 1999].

De plus, la toxicité de certains métaux peut être exaltée par la présence des autres. Par exemple,

il a été montré que le cadmium était 5 fois plus toxique lorsqu’il est en présence de cuivre

[Chevalier, 1995].

4.2.2 : Interactions entre les métaux lourds et les produits

azotés

La présence d’éléments traces tels que les métaux lourds tend à inhiber la dénitrification des

produits azotés. Le pouvoir inhibiteur du plomb est plus fort que celui du zinc, qui est lui-même

plus fort que celui du cuivre [Birukova et al., 1998]. De plus, la présence de l’ion ammonium

peut accentuer les phénomènes de corrosion des conduites, surtout si elles sont en cuivre, ou

des fondations métalliques. Par ailleurs, les métaux lourds et les produits azotés ne présentent

aucune affinité et ne forment pas ensemble de complexes [Plassard, 1999].

4.2.3 : Interactions entre les métaux lourds et les produits

phosphatés

Les métaux lourds et les produits phosphatés présentent une très forte affinité. La mobilité du

plomb dans le sol est réduite par la présence de composés phosphatés. Ils réagissent et forment

ensemble des complexes qui sont très peu mobiles. Le phosphore peut interagir avec le plomb

modifiant ainsi sa biodisponibilité. Il peut donc être considéré comme un moyen efficace de

lutte contre la contamination des eaux souterraines [Berti et al., 1998]. Il semble même, qu’à

pH basique, le phosphore contrôle la solubilité du plomb, tandis que les silicates contrôleraient

celle du zinc [Cambier et al., 1998].


114

4.2.4 : Interactions entre les métaux lourds et les sels

La présence de sels peut engendrer une remobilisation des métaux lourds qui auraient été

préalablement immobilisés par précipitation ou sorption sur la matrice solide fixe. Les sels

n’ont pas la même influence sur tous les métaux lourds. Ainsi, ils ne remobilisent que très peu

le plomb, même à forte concentration.

Lorsque les métaux adsorbés par le sol se trouvent en contact avec une eau chargée en sels, une

partie peut être libérée. Ainsi, d’après Colandini (1998), une solution à 0,58 g/l peut remobiliser

jusqu’à 15,7 % du cadmium (c’est d’ailleurs la plus forte interaction existant entre les sels et les

métaux lourds) et seulement 1,9 % du zinc (ce qui peut tout de même représenter une grande

quantité au vu de sa concentration dans les eaux de ruissellement pluvial). Le plomb, quant à

lui, est peu affecté par la présence de sels. Rappelons tout de même que cette concentration est

celle imposée en laboratoire et ne correspond pas forcément aux conditions que l’on peut

rencontrer in situ. La remobilisation des métaux lourds par les fondants a été constatée lors de

l’analyse de la teneur en sels des eaux interstitielles des sols bordant les voiries. Elle s’est en

effet avérée 20 fois supérieure en hiver qu’en été ou en automne ce qui corrobore l’idée que la

contamination provient des sels de déverglaçage [[Amhrein et al., 1990], [Bauske et al., 1993]

cités par [Colandini, 1997]], en tant qu’agent remobilisant mais aussi en tant que source

[Pagotto, 1999].

La présence de chlore accélère également la migration du zinc par formation de complexes

solubles et donc mobiles, entre Cl- et Zn2+. Cette observation a aussi été faite pour le cadmium,

et le mercure. Cette accélération de la migration du zinc peut être également due au fait que

l’ion Zn2+ est en compétition avec Na+ pour les sites d’adsorption. A pH 7, l’influence du chlore

sur le zinc est inversée, c’est à dire que la migration de Zn2+ est freinée par la présence de l’ion

Cl-. On soupçonne la formation à ce pH, d’un précipité de Zn(OH)2 qui entrerait en compétition

avec la formation du complexe soluble ZnCl+ [Hébrard-Labit, 1998].

4.2.5 : Interactions entre les métaux lourds et les composés

organiques

Par leur caractère le plus souvent hydrophobe, les hydrocarbures aliphatiques et aromatiques

n’ont qu’une action négligeable sur les fractions dissoute et particulaire des métaux lourds. Par

contre, les composés organiques et les éléments traces peuvent parfois être en compétition vis-

à-vis des sites d’adsorption. En effet, les hydrocarbures peuvent s’adsorber sur certains sites

réactifs du sol, qui ne sont alors plus disponibles pour les autres composés.

Certains hydrocarbures substitués tels que les phénols ou les acides carboxyliques peuvent se

complexer avec les cations métalliques. Les complexes ainsi formés peuvent servir de moyen


115

de transport aux divers éléments traces [Plassard, 1999]. Ce type d’interaction peut présenter un

risque de contamination des zones profondes du sol, voire même des nappes souterraines. En

effet, les phénols (principalement sous forme dissoute) et certains autres hydrocarbures sont des

complexants très puissants qui peuvent remobiliser et entraîner les métaux lourds préalablement

retenus en leur servant de support et de moyen de transport. Chimiquement neutres ou peu

actifs, les complexes organo-métalliques ainsi formés n’en demeurent pas moins physiquement

très mobiles.

4.2.6 : Interactions entre les métaux lourds et les

microorganismes pathogènes

La toxicité des métaux lourds bien que dépendant de leur forme chimique, n’est plus à

démontrer. Ainsi certains virus et bactéries, considérés ou non comme « polluants

biologiques », peuvent subir leurs effets. Paradoxalement, et bien que généralement plus

toxique que le plomb, le cadmium est souvent très bien supporté par les bactéries. Par contre,

elles peuvent elles mêmes, être toxiques pour la faune qui les consomme. De plus, la durée de

vie généralement très courte des bactéries laisse supposer qu’il y a constamment sorption et

désorption par la faune souterraine. Ainsi, pendant cette période d’adsorption et de désorption,

et puisque les bactéries migrent plus facilement que certains métaux lourds, il est probable

qu’elles leur servent de moyen de transport et qu’elles puissent favoriser leur migration

[Hébrard-Labit, 1998].

4.2.7 : Interactions entre les produits azotés et phosphorés

Un apport excessif et conjugué de nitrates et de phosphates aux milieux aquatiques peut

provoquer leur dystrophisation, qui est en fait une accélération de l’activité biologique

entraînant le plus souvent une prolifération algale. Il existe certainement dans les sols ce type

d’interaction, mais on ne parle pas jusqu’à présent d’eutrophisation des sols. Il faudrait pour

cela que les deux substances soient présentes en abondance et retenues dans le sol, or les

nitrates circulent très facilement jusqu’à la nappe. De plus les concentrations en nitrates et en

phosphates dans les eaux de ruissellement urbain sont faibles en comparaison des quantités

apportées aux eaux superficielles directement et en partie par les eaux usées.

En surface, la présence simultanée d’azote et de phosphate peut profiter à l’activité biologique,

et bactériologique notamment. L’apparition d’une prolifération algale ou d’un biofilm peut

alors en être la conséquence.


116

4.2.8 : Interactions entre les produits azotés et les sels

L’ion ammonium, bien que peu toxique, peut engendrer indirectement divers inconvénients

dans les conduites d’eau potable. L’ion ammonium et le chlore peuvent parfois réagir ensemble

et former des complexes organochlorés néfastes pour la santé humaine. Il reste tout de même à

vérifier si ce type d’interaction ayant lieu dans les conduites d’alimentation en eau potable, peut

se dérouler dans le sol, avec l’ion chlorure issu du déverglaçage hivernal des voiries, et les

nitrates dont l’apport est principalement printanier.

4.2.9 : Interactions entre les produits azotés et les

bactéries.

Les bactéries (et les champignons) sont les seuls organismes à pouvoir dégrader les composés

azotés. L’action des bactéries considérées comme polluantes n’est pas dissociée de l’activité

des autres bactéries communes du sol. Les bactéries « polluantes » apportées par les eaux de

ruissellement pluvial, constituent une faible proportion de l’ensemble des bactéries du sol, la

transformation qui leur est associée sera aussi très faible en proportion. En fait, dans le sol,

l’activité des micro-organismes est principalement associée à celle des bactéries Gram- qui y

sont naturellement présentes.

4.2.10 : Interactions entre les polluants organiques

Les composés organiques, quels qu’ils soient, peuvent subir une biodégradation. Les micro-

organismes qui en sont responsables peuvent être sélectifs face aux différents produits, en

agissant préférentiellement sur certains plutôt que sur d’autres. Ainsi, les divers composés

organiques peuvent être en compétition vis à vis des processus biologiques de dégradation. Il

existe pourtant des cas particuliers où un composé organique est plus facilement dégradé en

présence d’un autre polluant qui sert alors de catalyseur. C’est le cas du trichloroéthylène, dont

la dégradation microbienne n’a lieu qu’en présence d’un autre composé tel que le toluène

[Schulz, 1998]. Les hydrocarbures, même ceux qui ne sont pas très toxiques, peuvent exhaler la

toxicité des autres polluants [Yaron et al., 1996].

Seules quelques interactions entre polluants organiques ont pu être identifiées. Face au nombre

croissant de substances appartenant à cette catégorie, il parait difficile d’étudier le

comportement de chacune dans le sol. Toutefois, il devient nécessaire, pour les plus

abondantes, les plus toxiques et celles qui sont susceptibles de remobiliser d’autres polluants


117

(métaux lourds, etc.), d’évaluer leur transfert et leurs transformations dans le sol, ainsi que leurs

éventuelles interactions afin de pouvoir évaluer le risque de contamination du sol ou des eaux

souterraines.

4.2.11 : Conclusion

Les produits azotés et les sels sont principalement dans les eaux de ruissellement pluvial puis

dans la solution de sol sous forme dissoute. Ils sont généralement considérés comme très peu

réactifs et ne présentent que peu d’interactions avec les autres polluants en solution. L’azote

peut être consommé par les bactéries, et les sels peuvent éventuellement provoquer le relargage

des métaux lourds ou former avec eux des complexes mobiles.

Le cas du phosphore est différent. En fait, il semblerait que les produits phosphatés, présents à

des concentrations très faibles dans les eaux de ruissellement urbain, ne représentent pour le sol

et les eaux souterraines qu’un risque très faible de contamination. Le phosphore est dans les

eaux souterraines représentatif d’une pollution bien plus générale du milieu, qui n’a pas

forcément pour seule origine les eaux pluviales.

Les métaux lourds et autres éléments traces sont chimiquement très réactifs et sont très

facilement retenus dans le sol à un pH usuel. Par contre, on ne peut pas exclure un risque de

remobilisation notamment par des complexants puissants, qui « arracheraient » les métaux

lourds à leur site d’adsorption, pour les entraîner plus en profondeur.

Voici résumé, les différentes interactions qui ont pu être identifiées.

Ö Les métaux lourds sont en compétition entre eux pour les sites d’adsorption. Une

approche mono-métallique présente donc un risque de surestimation des quantités

retenues.

Ö Ils inhibent la dénitrification.

Ö Les métaux lourds et les phosphates forment très facilement des complexes

Ö Ils peuvent être relargués en présence de sels.

Ö Les métaux lourds et les polluants organiques lorsqu’ils ne réagissent pas ensemble,

sont parfois en compétition pour les sites d’adsorption.

Ö Ils peuvent être absorbés par les bactéries ou adsorbés à leur surface.

Ö La présence simultanée d’azote et de phosphate dans les sols peut engendrer un

accroissement de l’activité biologique mais qui est sans grande conséquence en terme

de contamination du sol. Par contre, cela peut provoquer l’apparition d’un biofilm,

provoquant ainsi un colmatage de la surface du sol.

Ö Les sels et les produits azotés sont deux formes de polluants que l’on trouve


118

Pb CuZnCd

Azote

Phosphates

Hc aliphatiques

HAP

Hc aromatiquesHc organohalogénés

Phénols

PCB, Dioxine

Virus

Bactéries

Sels

Métaux

PolluantsInorganiques

Microorganismespathogènes

PolluantsOrganiques

principalement sous forme dissoute, et qui n’ont a priori pas d’interaction forte avec

les autres polluants, si ce n’est le possible relargage des métaux lourds par les sels.

Ö Certains produits organiques sont des complexants très puissants qui peuvent

entraîner avec eux des éléments traces.

Ö Le comportement des substances organiques diffère fortement d’une famille à l’autre,

voire d’un produit à l’autre au sein d’une même famille.

Ö Les produits organiques sont en compétition entre eux vis-à-vis des processus de

biodégradation

Ö Les virus sont en compétition pour les sites d’adsorption avec la matière organique

dissoute

La figure 4.1 est une illustration des interactions qui ont été identifiées entre les polluants.

Figure 4.1 : Représentation schématique des interactions entre les polluants


119

�� /HV LQWHUDFWLRQV HQWUH OHV SURFHVVXV

4.3.1 : Interaction des processus physiques (percolation,

lessivage, lixiviation) entre eux et avec les autres

processus

Par définition même, lorsque les substances polluantes sont transportées, elles sont soit

lessivées (transport sous forme particulaire), soit lixiviées (transport sous forme dissoute). On

parle même parfois de chéluviation lorsqu’on distingue une forme colloïdale.

L’ensemble des phénomènes de circulation de l’eau dans le sol (percolation, lessivage,

lixiviation) interagissent avec la quasi-totalité des processus qui ont lieu dans le sol, par

l’intermédiaire du temps de séjour de la solution dans le sol, qui agit sur la cinétique de

l’ensemble des réactions mises en jeu.

Bien souvent, lorsque cette vitesse est trop élevée, les processus physico-chimiques, chimiques

et biologiques n’ont pas le temps d’avoir lieu ou ne peuvent avoir lieu que partiellement. Or

ceux-ci sont généralement représentés à l’échelle de la colonne de laboratoire à l’équilibre alors

que celui-ci n’est pas forcément atteint in situ. Les processus biologiques de transformation,

quant à eux, sont généralement si lents, qu’ils n’ont une action notable sur les produits

polluants que s’ils ont pu être préalablement retenus par des processus physiques ou physico-

chimiques.

Il devient donc nécessaire, à l’échelle mégascopique de représenter la vitesse d’infiltration de

manière à pouvoir la corréler aux cinétiques chimiques et biologiques.

4.3.2 : Interaction des processus physico-chimiques

(précipitation, adsorption spécifique et non spécifique,

chélation, coprécipitation) entre eux et avec les autres

processus

Chaque substance peut être adsorbée de plusieurs manières. Ce sont les conditions physico-

chimiques et la composition du sol (présence d’argile, de matière organique, etc.) qui vont

déterminer quel type de liaison sera prépondérante. La détermination a priori du type de

liaisons impliquées demeure difficile car généralement la représentation des phénomènes de

sorption, à l’échelle macroscopique, se fait le plus souvent par l’intermédiaire du coefficient de

partage Kd, qui ne permet pas de les distinguer.

A l’échelle macroscopique, c’est le taux et l’intensité de la rétention, c’est à dire sa sensibilité

vis-à-vis des paramètres qui la contrôlent qu’il nous faut caractériser, plutôt que le type de

liaisons impliquées.

Généralement les processus physico-chimiques et biologiques sont en compétition (voir


120

paragraphe 4.2). En effet, une fois adsorbés, et notamment lorsque l’adsorption est stable, les

polluants ne sont plus accessibles aux micro-organismes pour la biodégradation. Cette

compétition entre les différents processus est particulièrement vrai pour les hydrocarbures.

4.3.3 : Conclusion

Il apparaît que la prise en compte et l’étude simultanée de plusieurs phénomènes est très

difficile et a été rarement abordée. Il en résulte une appréhension et une compréhension très

succincte des interactions entre les différents processus.

Il est tout de même possible de dire que :

Ö Les phénomènes de sorption, bien qu’en compétition les uns avec les autres, ne sont

généralement pas dissociés. La représentation que l’on en a généralement se fait à

travers un coefficient de partage (Kd) entre ce que l’on trouve en solution et ce qui est

retenu par le sol, et en considérant l’équilibre atteint pour chaque réaction mise en

jeu.

Ö Les phénomènes de sorption sont en compétition avec les phénomènes de dégradation

biologique. Lorsque les polluants sont adsorbés par la matrice solide, ils sont

généralement moins disponibles à la biodégradation.

La figure 4.2 est une illustration des interactions entre les processus que l’on a pu identifier.


121

Percolation

Lessivage

Lixiviation

Diffusion

Filtration

Volatilisation

Précipitation

Adsorption non spécifique

Adsorption spécifique

Coprécipitation

Chélation

Photolyse

Hydrolyse

Oxydoréduction

Dénitrification

Transformation phosphore

Transformation métaux lourds

Biodégradation

Cométabolisme

Polymérisation

Transformation non enzymatique

Bioaccumulation

Grignotage

Aération

Interactions entre familles de processus

Interactions entre les processus d’une même famille

Figure 4.2 : Représentation schématique des interactions entre les processus


122

�� ,PSRUWDQFH GHV GLIIpUHQWV SURFHVVXV VXU OH WUDQVIHUW GHV SROOXDQWV

4.4.1 : Le transport et la rétention des métaux lourds dans

le sol

Les métaux lourds ont une affinité plus ou moins grande vis à vis des matières en suspension

(MES). De manière générale, ils sont plus facilement retenus par les particules de petite taille

[Colandini, 1997]. La granulométrie des particules en suspension, mais aussi celle du sol a

donc une réelle importance. De plus, elles participent au colmatage du sol et donc à la

diminution de la porosité, qui a une influence directe notamment sur la cinétique d’infiltration

et sur la filtration mécanique. Leur transport à travers le sol se fera donc par lessivage ou

lixiviation selon qu’ils se trouvent sous forme particulaire ou dissoute. Les proportions de métal

adsorbé aux matières en suspension varient fortement d’une observation à l’autre. Ainsi la

quantité de cadmium associée aux particules en suspension varie entre 10 et 100 %, cette

variation est de 30 à 100 % pour le zinc. Seul, le plomb présente un comportement relativement

homogène d’une étude à l’autre et son taux de fixation aux particules en suspension semble être

compris entre 80 et 100 %. D’après Chebbo (1992), la fraction dissoute des métaux tels que Zn,

Pb, Cd, Cu, dans les eaux de ruissellement pluvial, ne représenterait pas plus de 5% de la

quantité totale. La présence de particules en suspension ne suffit pas à prévoir la fraction

dissoute des métaux lourds. En fait et étant donné le caractère arbitraire de la différenciation

entre la fraction dissoute et particulaire (en deçà de 0,45 µm les composés sont considérés

comme dissous), la répartition granulométrique des particules sur lesquelles peuvent être fixés

les métaux et la comparaison à la porosité du sol récepteur nous informera sur la capacité de

filtration mécanique du sol plus que ne le ferait la répartition entre les fractions dissoute et

particulaire. Ce qui ne sera pas retenu mécaniquement pourra éventuellement circuler sous

forme particulaire, colloïdale ou dissoute, ou être retenu par des processus physico-chimiques.

Cependant, la rétention des métaux qu’elle soit mécanique (par filtration des particules) ou

physico-chimique ne peut pas être considérée comme définitive. En effet, même s’ils sont liés

aux particules de la matrice solide, les métaux peuvent être remobilisés et à nouveau transportés

lors de variations des conditions environnementales. La rétention des métaux lourds par les

particules doit être corrélée aux conditions physico-chimiques du milieu (pH, Eh), qui

déterminent la forme chimique des éléments (voir paragraphe 3.3.1) mais aussi à la composition

(minérale ou organique) et à la granulométrie des particules mises en jeu.

Les métaux lourds peuvent être liés aux particules par différents mécanismes. La plupart des

schémas d’extraction distinguent cinq fractions :

Ö la fraction échangeable regroupe les métaux adsorbés physiquement (adsorption non

spécifique) facilement remobilisable par échange d’ions.


123

Ö la fraction acido-soluble liée aux carbonates et remobilisable lors d’une diminution de

pH.

Ö la fraction réductible liée à des oxydes métalliques (Fe, Mn, Al) et remobilisable par

une diminution du potentiel redox (Eh).

Ö la fraction oxydable (ou organique) regroupe les métaux liés à la matière organique.

Lorsque cette matière organique (en milieu oxydant) est dégradée, les métaux sont

alors relargués.

Ö la fraction résiduelle représente les métaux faisant partie intégrante de la matrice

solide, ils sont difficilement remobilisables.

D’après Colandini (1997), la proportion de métaux lourds remobilisables lors d’une variation

des conditions physico-chimiques se situe entre 80 et 90%. Le risque de relargage du cadmium

est plus élevé que celui du zinc. Le plomb et le cuivre présentent un risque de relargage

équivalent, un peu plus faible que celui des deux autres métaux. Finalement, la contamination

des eaux souterraines par les métaux lourds n’incombe pas uniquement à la fraction dissoute

des métaux contenus dans les eaux de ruissellement pluvial mais aussi, et principalement, au

relargage éventuel lors d’un changement des conditions environnementales du milieu. Plutôt

que de s’intéresser à la rétention des éléments traces dans le sol, il serait plus judicieux, d’un

point de vue écologique de s’intéresser à leur relargage éventuel. La plupart des auteurs

s’accordent à dire que des facteurs tels que le pH, la CEC, la teneur et la qualité de l’humus, la

teneur en argile et le potentiel redox sont des paramètres qui affectent la mobilité des métaux

lourds. C’est en cela que leurs variations peuvent représenter un sérieux problème de

contamination notamment de la flore [Bielek, 1998].

La vitesse d’infiltration, et le temps de séjour de l’eau dans le sol sont associés le plus souvent

à la conductivité hydraulique. C’est en fait le rapport d’un débit traversant un sol supposé

homogène par unité de surface. La vitesse de percolation joue un rôle primordial dans la

rétention des métaux lourds. En effet, la plupart des phénomènes physico-chimiques et

biologiques que peuvent subir les métaux lourds (ou les autres polluants) contenus dans les

eaux de ruissellement ne sont pas instantanés (voir paragraphe 4.5.1).

Le pH est un des paramètres prépondérants lorsqu’on parle de la rétention des métaux lourds


124

dans le sol et surtout de leur relargage. Celui-ci ne subit généralement que de très faibles

variations dans le sol (voir paragraphe 4.5.3).

Une variation de l’Eh (potentiel redox) peut engendrer une remobilisation des métaux lourds.

D’une part, d’une manière indirecte, parce qu’une augmentation de l’Eh provoque une

diminution du pH, et d’autre part, parce que les oxydes métalliques (notamment de fer et de

manganèse) qui sont très actifs vis à vis de la rétention des métaux lourds peuvent être affectés

par des variations du potentiel redox et provoquer un relargage des éléments traces. L’influence

du potentiel redox sur la remobilisation des métaux lourds est toutefois beaucoup moins forte

que celle du pH [Cambier et al., 1998] (voir paragraphe 4.5.4).

La CEC (capacité d’échange de cations) d’un sol est directement corrélée à la quantité

maximale de cations (et notamment les cations métalliques) qu’un sol peut sorber, c’est à dire

au nombre de sites d’adsorption disponibles dans le sol. Or les sites d’adsorption sont

constitués principalement par la surface des argiles et la matière organique (voir paragraphe

4.5.8). La présence de matière organique joue, elle aussi un rôle très important dans la

rétention des métaux lourds (voir paragraphe 4.5.5). C’est aussi le cas de certains oxydes

métalliques, notamment de fer et de manganèse. L’adsorption des métaux lourds par les oxydes

métalliques dépend fortement du pH. Ainsi, les oxydes de manganèse retiennent quatre fois

plus de métaux à pH 8 qu’à pH 5 [Allen et al., 1998].

L’argile participe aux processus d’adsorption spécifique et non spécifique. Ainsi la

montmorillonite et la vermiculite présentent une surface chargée qui les rend propices à

l’adsorption d’ions. D’autres types d’argiles, les hydroxydes métalliques et la matière

organique, bien qu’ayant des surfaces non chargées adsorbent des ions de manière spécifique

qui eux-mêmes peuvent en adsorber d’autres d’une charge opposée. Ce dernier type

d’adsorption est bien plus sensible aux variations de pH que le premier [De Marsily, 1994].

Ainsi, le nombre de sites potentiels d’adsorption croît avec la teneur en argile (voir paragraphe

4.5.6).

Les bactéries et plus généralement l’ensemble des micro-organismes peuvent être le lieu

d’adsorption des métaux lourds ou même les acteurs de leur absorption. De plus, ceux-ci

migrent facilement dans le sol, parfois par des phénomènes de glissement qui ne sont pas

encore bien compris. Ils peuvent donc relarguer les polluants qu’ils auraient adsorbé

précédemment. Concrètement, ils peuvent représenter un élément favorable à la migration des

métaux lourds dans le sol. Dans le cas de la rétention du zinc, à pH 7, les mécanismes physico-


125

chimiques sont prépondérants. D’après Hébrard-Labit (1998), l’action des micro-organismes

sur la rétention du zinc est optimale à pH 6. D’après Crosnier (1999), le compartiment

microbien joue un rôle important dans le transfert des polluants minéraux dans le sol, et

notamment celui du zinc. Ce rôle peut alors être accélérateur ou décelérateur. Il a été montré

que la microflore était en effet capable de provoquer un relargage très important de ce métal qui

s’était immobilisé dans un premier temps sur les particules (vivantes ou non) du sol.

4.4.2 : Le transport et la rétention des produits azotés et

des sels

Ces composés, et plus particulièrement les nitrates et les chlorures constituent généralement les

polluants les plus solubles et les moins réactifs. Ils sont d’ailleurs parfois utilisés comme

traceur pour déterminer la vitesse de percolation d’un sol. Si on les considère effectivement

comme non réactifs vis-à-vis de la matrice solide, seuls les paramètres physiques du sol qui

représentent la vitesse d’infiltration (la conductivité hydraulique par exemple) ont une

influence sur leur temps de migration.

La non réactivité des nitrates n’est pas tout à fait vraie puisqu’il existe des processus de

dénitrification directement corrélés à l’activité biologique et à la dynamique de circulation de

l’eau dans le sol qui ne peuvent avoir lieu que dans un milieu réducteur.

Une autre possibilité d’élimination des nitrates est l’assimilation directe par les plantes et les

microorganismes. Cette activité subit des variations saisonnières, elle est beaucoup plus intense

au printemps. Ces processus sont lents et n’ont lieu que partiellement lorsque l’eau est en

mouvement. Pour être pris en compte, les processus biologiques doivent être corrélés à

l’ activité biologique, au temps de séjour de l’eau dans le sol et donc à la dynamique de

l’infiltration.

4.4.3 : Le transport et la rétention des produits phosphatés

Les produits phosphatés subissent un nombre de processus tels, qu’ils ne circulent que très peu

dans le sol. Ils sont en effet principalement sous forme particulaire très fortement réactifs. Ils

sont facilement retenus par le sol ou consommés par la flore et la faune souterraines. Pour des

concentrations usuelles des eaux de ruissellement pluvial urbain, les produits phosphatés ne

semblent pas constituer un risque élevé de contamination du sol, encore moins des eaux

souterraines, surtout si elles sont profondes. La seule forme dissoute et donc considérée comme

la plus mobile du phosphate est l’orthophosphate, elle est aussi supposée être la plus


126

biodisponible. Néanmoins, certains auteurs s’accordent sur la contribution de la phase

organique dans le flux de phosphore. Plus récemment, il a aussi été mis en évidence la

contribution des formes colloïdales au transfert de phosphore dans le sol [Hens et al., 1998].

Jusqu’à présent, on peut tout de même considérer que la présence de phosphate dans les eaux

souterraines témoigne d’une pollution beaucoup plus généralisée ayant souvent d’autres sources

que les eaux pluviales.

4.4.4 : Le transport et la rétention des substances

organiques

Les substances organiques contenues dans l’eau du sol subissent un certain nombre de

processus physico-chimiques et biologiques. Elles peuvent s’infiltrer sous le seul effet de la

gravité. Au cours de leur cheminement, elles peuvent être adsorbées à des particules de sol ou

en suspension. Comme pour les métaux lourds, la quantité adsorbée est généralement

représentée par un coefficient de partage entre la phase mobile et la phase immobile, déterminé

à l’équilibre. Or, le temps pour atteindre l’équilibre chimique est variable et peut parfois être

très long. Il apparaît donc que l’équilibre n’est parfois pas atteint lors d’une infiltration dans

des conditions usuelles, et donc que les réactions physico-chimiques intervenant dans la

rétention ne sont que partielles. Très peu d’études ont été menées permettant de connaître le

degré d’influence de la cinétique d’infiltration. D’après Bernhard-Bitaud et al. (1996), et pour

l’adsorption de l’atrazine en sol acide, cette influence est peu prononcée. En effet, pour eux, 90

à 95 % de l’atrazine retenue au bout de 60 minutes le serait en fait instantanément.

On voit donc réapparaître ici l’importance du pH, de l’Eh, et de la teneur et composition

minérale, mais aussi l’importance des caractéristiques du produit, notamment à travers sa

solubilité (plus un composé sera soluble, plus facile sera son transport par l’eau) et de son

coefficient de partage octanol-eau (l’adsorption croit avec Kow).

Certains hydrocarbures peuvent être volatilisés. Les conditions environnementales telles que la

température ainsi que les caractéristiques même du produit (poids moléculaire, constante de

Henry) ont une grande influence sur sa capacité de volatilisation. De manière générale, la

constante de Henry caractérise la capacité d’un corps à être volatilisé, et plus elle est élevée,

plus le composé est volatil (voir paragraphe 3.2.7).

Les polluants organiques peuvent être biodégradés. Le manque de représentation fine de ces

processus de biodégradation, nous conduit à les représenter de manière globale, le plus souvent

par un temps de demi-vie déterminé dans des conditions expérimentales particulières, qu’il est

difficile de transposer sur site. De manière qualitative, la biodégradabilité permet de distinguer

les produits dégradables, persistants et récalcitrants. Par contre, l’extrapolation à la


127

biodégradabilité d’un mélange d’hydrocarbures reste jusqu’à présent sans réponse. Rappelons

en effet, qu’un mélange d’hydrocarbures a son propre comportement qui n’est pas la « somme »

des comportements de ses composants. Dans une moindre mesure, les composés organiques

peuvent être hydrolysés, oxydés, réduits, mais ces réactions sont généralement secondaires

[Lallemand-Barrès, 1995].

4.4.5 : Le transport et la rétention des microorganismes

pathogènes

Le mouvement des cellules bactériennes est principalement gouverné par les phénomènes de

convection liés au mouvement de la solution de sol et de diffusion cellulaire. Leur circulation

peut être ralentie ou stoppée par filtration mécanique ou par adsorption chimique ou physico-

chimique. L’adhérence des bactéries aux surfaces de la matrice solide du sol est bien souvent

un processus prépondérant devant celui de la filtration mécanique qui n’est réellement

significative que lorsque la taille des bactéries (ou de n’importe quelle substance) est au plus

égale à 5% de la taille des pores.

Les caractéristiques du sol qui déterminent la vitesse d’infiltration ont donc là aussi une très

grande importance. Les processus de rétention des bactéries dans le sol, qu’elles soient

pathogènes ou non, sont donc physico-chimiques, chimiques ou biologiques (rappelons que les

bactéries forment le premier maillon de la chaîne alimentaire et qu’elles peuvent donc être

consommées par la macrofaune souterraine).

Les facteurs qui affectent la rétention ou la survie des bactéries dans le sol sont la teneur en

eau, la température, la teneur en matière organique, et en surface l’intensité lumineuse [Pitt

et al., 1994].

Les virus migrent très facilement dans le sol, et leur taille est telle que la filtration mécanique

est quasi inexistante. Le seul moyen de rétention des virus dans le sol est l’adsorption physico-

chimique. Or les virus sont considérés par certains auteurs comme très peu réactifs, certains

virus ont parfois servis de traceur. Pour Pitt et al. (1994), l’adsorption des virus est

généralement rapide, réversible, et due aux forces électrostatiques ou de Van der Waals. Elle

est favorisée par un pH acide, et la présence de cations. Les virus sont en compétition pour les

sites d’adsorption avec la matière organique dissoute. Un milieu saturé accroît leur mobilité,

de même qu’une percolation rapide car elle limite l’adsorption. S’ils sont présents dans les eaux

de ruissellement, il est fort probable, qu’ils ne rencontreront que peu d’obstacles à leur

migration. Bien que l’on manque cruellement de données, il semblerait que pour la plupart des


128

virus, leur survie ne soit pas remise en cause par des variations, même brutales, de conditions

environnementales. Concrètement, c’est donc principalement la vitesse d’infiltration qui

déterminera le temps de migration des virus dans le sol, bien que d’une manière générale, les

faibles quantités de virus présents dans les eaux de ruissellement n’en fassent pas une

préoccupation majeure de la problématique de leur infiltration.

4.4.6 : Conclusion

Les processus qui influencent la rétention dans le sol des polluants réactifs sont nombreux. Il

semblerait pourtant, que les phénomènes physico-chimiques de sorption et de précipitations

soient déterminants. Les métaux lourds par exemple sont le plus souvent sorbés à la surface de

particules, que celles-ci soient mobile ou non. Ce type de réaction dépend de plusieurs

paramètres tel que le pH et l’Eh, mais aussi de la cinétique de percolation. Contrairement aux

produits phosphorés qui sont rapidement stoppés ou consommés dans le sol, les nitrates et les

sels circulent très facilement. Les substances organiques, quant à elles sont facilement sorbées

si elles ne sont pas sous forme dissoute, en revanche la dégradation qu’elle soit biologique ou

non diffère fortement d’un composé à l’autre. Les microorganismes pathogènes sont présents à

de très faibles concentrations ce qui limite le risque de contamination. Par contre leur

infiltration est possible et même souvent très rapide, notamment pour les virus.


129

�� /HV SDUDPqWUHV SULQFLSDX[

Pour construire une représentation du transfert des polluants dans le sol, en prenant en compte

simultanément les processus physiques, chimiques et biologiques, il nous semble nécessaire

d’extraire un certain nombre de paramètres qui permettent dans un premier temps d’avoir une

représentation découplée de chacun des processus.

Puis, dans un deuxième temps et par l’intermédiaire d’un suivi des paramètres indispensables à

l’étude de plusieurs phénomènes, il sera alors envisageable de déterminer quels processus sont

prépondérants et d’envisager ensuite leur couplage.

La très forte corrélation des cinétiques de sorption et d’infiltration fait que la vitesse

d’infiltration, et à travers elle, le temps de contact des polluants avec la matrice solide, est

certainement un des principaux paramètres de l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial et

du transfert des polluants, d’autant plus qu’elle contrôle le temps nécessaire aux polluants peu

réactifs ou dissous pour qu’ils parviennent jusqu’aux eaux souterraines. Les conditions

physico-chimiques ont, elles aussi, un rôle très important dans la rétention des polluants.

Principalement le pH et l’Eh parce qu’ils influencent la répartition entre la fraction dissoute et

particulaire (même si cette distinction reste arbitraire) (voir paragraphe 3.3.1).

4.5.1 : La vitesse d’infiltration : conductivité hydraulique

et courbe de répartition vélocimétrique

La cinétique d’infiltration des eaux de ruissellement pluvial est directement corrélée à la

conductivité hydraulique du sol. Il semble toutefois indispensable d’associer aux transferts de

polluants dans le sol un paramètre représentant la vitesse d’infiltration. Ce paramètre, important

par lui même puisqu’il détermine le temps de séjour de l’eau dans le sol, influence un bon

nombre de processus qui n’ont pas forcément le temps d’avoir lieu, ou n’ont lieu que

partiellement lorsque l’écoulement est trop rapide. Ainsi, bien souvent, l’équilibre chimique de

l’adsorption physico-chimique varie de quelques minutes à quelques heures selon le type

d’adsorbant et d’adsorbé, tandis que celui des processus biologiques (adsorption - désorption,

absorption - relargage par les micro-organismes) peut varier de quelques heures à quelques

mois voire quelques années pour certains processus de biodégradation (qui ne concernent les

métaux lourds que s’ils sont sous forme organique, c’est à dire par exemple sous forme de

chélate).

La prise en compte de l’aspect dynamique de l’infiltration et donc des cinétiques de réactions

demeure très difficile. Le plus souvent les réactions chimiques et physico-chimiques sont

considérées comme étant à l’équilibre, c’est à dire que la percolation est suffisamment lente


130

pour permettre à ces réactions d’avoir lieu complètement. C’est une hypothèse forte, qui dans

bien des cas n’est pas vérifiée. Les aspects chimiques sont donc généralement complètement

décorrélés des aspects hydrauliques. Pour une meilleure représentation de la rétention des

métaux lourds dans le sol, il est nécessaire d’y intégrer la notion de dynamique.

Même à l’échelle la mieux adaptée, la conductivité hydraulique ne permet pas de représenter le

temps de contact entre la solution de sol et la matrice solide. Une approche dynamique qui

conserverait la notion de conductivité hydraulique au sens de Darcy ne paraît pas clairement

adaptée à la corrélation des phénomènes quantitatif (hydraulique) et qualitatif (réactions

physico-chimiques, chimiques et biologiques). Elle serait d’autant moins justifiée que l’échelle

s’éloignerait de celle de l’application de la conductivité hydraulique au sens et avec les

hypothèses de Darcy.

La conductivité hydraulique est généralement utilisée pour représenter l’aspect quantitatif de

l’infiltration (voir paragraphe 3.2.1). Bien qu’il existe certains cas d’extrapolation possible à de

grandes aires, cette représentation de la cinétique d’infiltration est surtout utilisée à l’échelle de

la colonne de laboratoire.

Au cours d’une infiltration, le potentiel de pression hydraulique et la teneur en eau varient. Un

front d’humidification se déplace en profondeur. Lorsque l’infiltration cesse en surface ce front

diminue d’intensité mais affecte une zone de plus grande épaisseur. La figure 4.3 illustre ce

comportement.

Début d'événem ent F in de l'événementen surface

zone saturée en surfac e

f in de l' inf iltration en surfac e, propagation et étalem ent du front d'hum idité vers le bas

zone saturée interm édiaire, assèc hem ent de la surfac e,

hum idif ic ation en prof ondeur, dim inutio n de l'intens ité

Figure 4.3 : Régime hydrique d’un sol au cours d’un événement infiltrant isolé

La partie inférieure du front est en phase d’humidification tandis que la partie supérieure est en

phase d’assèchement, le sol subit donc un phénomène d’hystérésis. La relation entre le potentiel


131

de pression hydraulique et la teneur en eau est non univoque [Musy et al., 1991]. La teneur en

eau et la charge hydraulique d’un sol varient dans le temps et avec la profondeur comme le

montre les figures de l’annexe 5.

La conductivité hydraulique dépend du type de sol, c’est à dire de ses caractéristiques

structurales et texturales qui sont prises en compte par l’intermédiaire de la perméabilité

intrinsèque. Les propriétés hydrauliques du sol sont liées à la distribution et à la taille des

pores, ainsi qu’à leur connectivité. La conductivité hydraulique repose sur l’hypothèse de

l’homogénéité du sol (dont dépend la définition du volume élémentaire représentatif auquel elle

est associée), de sa texture, de sa surface spécifique, de la forme de ses grains, de sa densité

compactée, de la viscosité, de la chimie et de la température du fluide qui le traverse

[Baumgartl, 1998].

Généralement deux cas distincts sont considérés, le sol saturé et le sol non saturé. Lorsque le

sol est saturé, la teneur en eau et la conductivité hydraulique à saturation (Ks) sont maximales.

Bien que ne présentant pas de variations temporelles (sauf peut-être suite à des modifications

structurelles telles que des remaniement ou à un colmatage), la conductivité hydraulique à

saturation peut présenter de très fortes variations spatiales liées à l’hétérogénéité du sol. Dans le

cas de fortes hétérogénéités, l’utilisation de la notion même de conductivité hydraulique peut

être remise en cause.

Dans un milieu non saturé, la conductivité hydraulique du sol croît avec la teneur en eau.

La teneur en eau d’un sol (θ) peut présenter des variations spatiales et temporelles très

marquées. Dans ce cas, l’appréhension de la conductivité hydraulique devient délicate, et

pourtant le rôle important qu’elle joue vis à vis des transferts de polluants et d’eau dans le sol

rend primordial la détermination de la relation K(θ). Plus que la teneur en eau, c’est le

potentiel de pression hydraulique h(θ) qui permet de mieux appréhender la cinétique

d’infiltration. En effet, ce n’est pas la quantité d’eau présente dans le sol qui détermine sa

capacité à circuler, mais la force avec laquelle cette eau est retenue (voir paragraphe 4.5.2).

Une part des variations spatiales de la conductivité hydraulique incombe à l’hétérogénéité du

sol, tandis que l’autre part peut être attribuée aux variations spatiales de la teneur en eau. Les

tentatives pour corréler les courbes de conductivité hydraulique aux caractéristiques du sol

(texture et structure) n’ont pas permis d’obtenir des résultats probants. C’est pour cela que la

représentation mathématique de la conductivité hydraulique repose sur un ajustement

expérimental. Quelques comportements généraux peuvent toutefois être mis en évidence. A

saturation, la conductivité hydraulique du sable est supérieure à celle de l’argile, par contre elle

décroît plus rapidement lorsque la teneur en eau décroît (voir annexe 4). Il existe donc des

teneurs en eau pour lesquelles le sable est moins perméable que l’argile. En effet, à de très


132

faibles teneurs en eau, une couche de sable peut paradoxalement constituer une barrière

imperméable entre deux couches d’argile. Cependant, même lorsque l’aspect quantitatif de

l’infiltration peut être représenté de manière satisfaisante par la conductivité hydraulique ou la

capacité d’infiltration selon l’échelle considérée, il n’en est pas de même pour l’aspect

qualitatif.

Le tableau 4.1 fournit les ordres de grandeur de la perméabilité à saturation de sols homogènes.

Ks (m/s) 10-1 10-2 10-3 10-4 10-5 10-6 10-7 10-8 10-9 10-10

ordre de grandeur km/jour m/jour m/semaine m/mois m/an

Perméabilité Perméable Semi-perméable Imperméable

Type de sol Gravier Sable grossier à fin pouvant

comporter des graviers

Sable très fin à limon

grossier

Argile

Tableau 4.1 : Perméabilité des sols en fonction de leur composition [Musy et al., 1991]

Le caractère particulièrement hétérogène du sol urbain engendre des difficultés dans la

détermination de la conductivité hydraulique et remet même en cause sa représentativité.

Le sol d’un milieu naturel ou rural est en comparaison du sol urbain peu remanié, et s’il l’est,

c’est le plus souvent en surface ou dans les 50 premiers centimètres. Ainsi les couches plus

profondes conservent leurs propriétés naturelles et une relative homogénéité.

Ce constat ne peut pas être appliqué au milieu urbain qui est constamment modifié, en surface

mais aussi à de plus grandes profondeurs. La détermination d’un volume élémentaire

représentatif, ou d’une maille permettant la détermination de la conductivité hydraulique (ou de

tout autre paramètre) s’avère difficile.

De plus, dans de nombreux cas, les mesures de perméabilité en laboratoire conduisent à des

valeurs bien inférieures à celles mesurées in situ. Cette différence peut en partie être attribuée à

la taille des échantillons qui ne rend pas compte des hétérogénéités de terrain, ainsi qu’à

l’échantillon lui-même.

Pour l’instant, la conductivité hydraulique demeure, quelle que soit l’échelle considérée, et

parfois de manière très audacieuse, le paramètre privilégié de la représentation de la « vitesse

de percolation ». Sa détermination peut, à l’heure actuelle être considérée comme indispensable

à l’étude quantitative de l’infiltration.

Face à la faible représentativité et aux difficultés de détermination de la conductivité


133

hydraulique, certains auteurs [Perrier, 1991] en sont arrivés à se poser la question de la

pertinence d’un tel paramètre lorsque l’une des principales contraintes pour sa détermination

(milieu homogène) n’est pas respectée. Pour eux, c’est l’hétérogénéité même du sol (chemins

d’écoulement préférentiel, macroporosité, etc.) qui contrôle son fonctionnement hydraulique

plus que la perméabilité que l’on aurait déterminée à l’échelle d’une portion de sol considérée,

le plus souvent à tort, comme homogène.

De plus la conductivité hydraulique ne représente finalement que le rapport d’un débit par unité

de surface. C’est donc une vitesse fictive qui pose de réelles difficultés lorsqu’est nécessaire la

détermination d’une vitesse réelle, notamment pour une corrélation aux aspects chimiques et

biologiques de l’infiltration. Ce problème existe quelle que soit l’échelle spatiale considérée.

La recherche d’un nouveau paramètre afin de caractériser la cinétique de percolation est

devenue une nouvelle piste d’investigation.

Au même titre que l’on détermine la répartition granulométrique d’un sol, il serait intéressant

de déterminer une répartition vélocimétrique, c’est à dire, de déterminer pour une teneur en eau

donnée et un volume à percoler donné, quel pourcentage du volume s’écoule à travers une

couche de sol déterminée, en 1 seconde, 1 minute, 1 heure, etc.

Ainsi, pourrait-on peut-être mieux y associer les notions de cinétique des réactions physico-

chimiques, chimiques et biologiques.

A l’échelle macroscopique, on utilise généralement pour cela les courbes d’élution. Elles

permettent de suivre et de comparer l’évolution dans le temps de la concentration d’une

solution traçante non réactive (le plus souvent de chlorure de sodium ou l’ion Cl-) avant et après

sa percolation à travers une colonne de sol.

Ce procédé permet de caractériser le comportement hydrique du sol lorsque celui-ci est

hétérogène et est le siège d’écoulements préférentiels.

La figure 4.4 donne un exemple de ce que l’on peut obtenir comme résultats. Sont représentés,

en ordonnée, les concentrations de l’effluent entrant, de l’effluent sortant (éluat), et en abscisse,

le temps de percolation (parfois le volume percolé).


134

To0

1

Temps

C (mol/l)

Entrée

Sortie

Figure 4.4 : Représentation schématique d’une courbe d’élution [Appelo et al., 1994]

On remarque, qu’il faut au moins la durée To (apparition d’un débit de sortie) pour que la

solution traverse le sol considéré. Il y a une forte probabilité pour qu’elle soit associée à la

vitesse de percolation la plus rapide de ce sol.

Cette méthode donne une approche de la répartition des vitesses dans le sol, à ceci près que la

solution infiltrée subit une diffusion. Aux concentrations habituellement utilisées pour ce test,

ou rencontrées dans les eaux de ruissellement pluvial, il est tout à fait envisageable de ne pas la

prendre en compte. L’utilisation du profil d’élution est très répandue à l’échelle de la colonne

de laboratoire, bien qu’il soit difficile d’en contrôler la teneur en eau. Le problème reste entier

à l’échelle mégascopique, où l’utilisation de ce type d’approche n’a pour l’instant pas été

envisagée.

La construction d’une courbe de répartition vélocimétrique permettrait de connaître quelle

proportion du volume infiltré circule à une vitesse déterminée, au même titre que la courbe de

répartition granulométrique fournit la répartition de la masse d’un sol en fonction de la taille

des particules qui le composent. Ainsi la vitesse d’infiltration à l’échelle d’un ouvrage pourrait

être caractérisée par le type de courbe de la figure 4.5.


135

Répartition vélocimétrique de la vitesse d'infiltration

0

20

40

60

80

100

0E+0 1E-6 1E-4 1E-2 1E+0 2E+0

Vitesse d'infiltration (m/s)

volu

me

cum

ulé

écou

lé

Figure 4.5 : Courbe de répartition vélocimétrique d’infiltration dans un sol à l’échelle

mégascopique

Le sol laisse infiltrer 5 % du volume à une vitesse comprise entre 10-6 et 10-4 m/s, 15% du

volume à une vitesse comprise entre 10-4 et 10-2 m/s, les 80% restant étant infiltrés à une vitesse

supérieure à 10-2 m/s. Dans ce cas, si la conductivité hydraulique d’un échantillon de cet

ouvrage était de l’ordre de 10-4 m/s, cela prouverait que la quasi-totalité de l’écoulement se fait

par des chemins préférentiels. Ainsi, la cinétique d’infiltration à l’échelle d’un ouvrage serait

bel et bien contrôlée par la macroporosité du sol.

Au cours du fonctionnement du sol, la courbe de répartition vélocimétrique peut évoluer, à

l’échelle du vieillissement d’un ouvrage comme on le verra ultérieurement (chapitre5).

On peut espérer que cette représentation du fonctionnement hydraulique d’un sol permette de

caractériser les vitesses d’infiltration à l’échelle mégascopique, et donc de pouvoir les corréler

aux aspects cinétiques de la rétention et de la transformation des polluants dans le sol.

4.5.2 : La teneur en eau, le potentiel de pression

hydraulique

[Gobat et al., 1998], [Musy et al., 1991], [Duchaufour, 1995]

La teneur en eau du sol influence la quasi-totalité des processus impliqués dans le transfert des

polluants dans le sol. Comme il a été vu au paragraphe 4.5.1, la teneur en eau et le potentiel de

pression du sol détermine en partie la vitesse de percolation et également la conductivité

hydraulique, au cours d’un événement infiltrant.

Ce potentiel de pression hydraulique dépend du type de sol et de sa teneur en eau. La variation


136

du potentiel hydraulique en fonction de la teneur en eau est non univoque (phénomène

d’hystérésis). Elle est différente lors d’un assèchement ou d’une humidification. La

détermination de la relation h(θ) n’est pas facile. Elle se fait sur un échantillon de sol, et

correspond donc à l’échelle macroscopique.

Par ailleurs le potentiel de pression hydraulique prend des valeurs telles qu’on préfère souvent

utiliser une échelle logarithmique et définir :

pF = -log10(h).

Bien que l’analyse de la courbe h(θ) soit délicate, on peut tout de même dire que pour pF

inférieur à 3, ce sont les forces capillaires qui dominent dans la rétention de l’eau du sol (voir

paragraphe 3.2.1).

L’eau contenue dans le sol est plus ou moins fortement retenue ce qui influe sur la possibilité

de migration. En effet, il est usuel de distinguer l’eau gravitaire qui est la plus mobile. Elle

s’écoule à travers le sol jusqu’à ce que les forces de gravité s’équilibrent avec les forces de

rétention du sol. L’équilibre est généralement atteint au bout de deux à trois jours. On atteint

alors une teneur en eau que l’on appelle la capacité au champ du sol. L’eau alors contenue dans

le sol est utilisable par la flore. Elle remplit les pores d’une taille comprise entre 0,2 et 50 µm.

Lorsque les plantes ne parviennent plus à puiser cette eau utilisable, on atteint le point de

flétrissement permanent au delà duquel l’eau est dite inutilisable et peut être considérée comme

un élément structurel du sol.

Pour les sols forestiers et à très faibles potentiels (c’est à dire à forte succion), il a été possible

de relier la teneur en eau à la capacité d’échange de cations par une relation linéaire,

indépendante du type d’horizon considéré (argileux, limoneux, organique). A des potentiels

hydriques plus élevés, par exemple à la capacité au champ, la teneur en eau peut être reliée

linéairement au volume massique du sol V/M, (inverse de la densité apparente). Il apparaît en

fait que la corrélation de la teneur en eau avec la CEC ou avec la densité apparente, est mieux

adaptée qu’une corrélation avec des données texturales [Bigorre, 1998]. Il reste à vérifier que

ce type de représentation est utilisable pour les sols urbains.

Le potentiel de pression hydraulique a une importance primordiale sur l’ensemble des

processus physico-chimiques, par l’intermédiaire des paramètres cités et décrits plus en détail

aux paragraphes 4.5.1 et 4.5.8.

Le potentiel hydrique peut présenter des variations spatiales et temporelles très fortes, fonction

des précipitations, de l’évapotranspiration ou des remontées capillaires. Il dépend de la texture

et dans une moindre mesure de la teneur en matière organique du sol.

L’utilisation de ces paramètres pour représenter le comportement global du sol demeure pour


137

l’instant très difficile et n’est donc pas envisagée à l’échelle mégascopique.

4.5.3 : Le pH

[Duchaufour, 1994], [Gobat et al., 1998]

Bien que les eaux météoriques puissent être très acides, elles sont très rapidement tamponnées

lorsqu’elles ruissellent sur les surfaces urbaines et leur pénétration dans le sol ne génère pas

une diminution sensible du pH. Ceci est d’autant plus vrai que le sol est carbonaté. Le pH du

sol, ou plus exactement de la solution dans le sol, peut être considéré comme un paramètre

stable dans le temps.

Les métaux lourds peuvent être remobilisés en cas de modification des conditions

environnementales. Il existe un pH en dessous duquel les métaux sont brusquement relargués.

Ce pH est différent selon le métal considéré : pH 4 pour le plomb, pH 5 pour le cuivre, pH 5,5

pour le zinc et pH 6 pour le cadmium [Hornburg et Brunner, 1989 cités par Duchaufour, 1995].

De même, l’absorption préférentielle de l’ammonium par les plantes tend à diminuer le pH

tandis que l’adsorption des nitrates tend à l’élever [Gobat et al., 1998].

La mesure du pH des eaux de ruissellement pluvial (en conjonction avec celle de l’Eh) peut

permettre de déterminer la forme physico-chimique de certains métaux, et donc leur répartition

entre les fractions dissoute et particulaire.

Le pH du sol et donc de sa solution a une très forte influence sur la capacité d’un sol à retenir

les polluants mais également à les relarguer. Il existe plusieurs manières de mesurer le pH d’un

sol. Certains ions H3O+ peuvent, en effet, être retenus par le sol et ne sont alors pas pris en

compte dans la mesure du pHeau. Cette valeur représente l’acidité actuelle, active ou réelle de la

solution de sol. Par contre en utilisant une solution de sel de potassium (KCl), les ions H+ (plus

précisément H3O+) sont remis en solution et sont donc intégrés à la mesure du pHKCl.

C’est pour cela que la mesure du pHeau est toujours un peu supérieure de 0,2 à 1,5 unité, selon le

cas, à celle du pHKCl. Le pHKCl peut être considéré comme le « vrai » pH du sol car il prend en

compte les caractéristiques physico-chimiques du sol. Le pHeau des sols est compris entre 2 et

10, mais la majorité des sols des régions tempérées ont un pHeau qui se situe entre 4 et 7,5.

Un pH acide favorise la rétention des germes pathogènes tels que les virus, par contre, il

diminue voire inhibe complètement la rétention des autres polluants et plus particulièrement

des métaux lourds.

La figure 4.6 illustre la capacité de rétention d’un sol en fonction du pH et pour plusieurs

métaux lourds.


138

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

4,5 5,5 6,5 7,5 8,5pH

% de métal adsorbé

Cu

Pb

Zn

Cd

Co

Cu

Pb

Zn

Cd

Co

Figure 4.6 : Taux de métal adsorbé sur de la goetite en fonction du pH [Yaron et al., 1996]

Les variations de pH sont les principaux responsables de la remobilisation des polluants. Le sol

est un milieu dont le pouvoir tampon est très fort, son pH est stable dans le temps, mais peut

présenter des variations locales, le plus souvent dans la zone biologiquement active du sol,

notamment la rhizosphère. En effet, certaines plantes ont tendance à adsorber plus de cations

que d’anions, leur rhizosphère est alors plus acide que le sol avoisinant. Le comportement

inverse est moins fréquent. La forme de l’azote absorbé par les plantes joue aussi un rôle

important vis à vis des variations locales de pH, ainsi l’absorption directe d’ammonium tend à

abaisser le pH tandis que l’absorption de nitrates tend à l’augmenter [Gobat et al., 1998].

En milieu urbain, bien que l’activité biologique des micro-organismes et des plantes soit moins

importante qu’en milieu naturel, il est possible que ce type de comportement puisse avoir une

influence notable, particulièrement dans tous les parcs et jardins où l’activité biologique est

plus importante (bien que ça ne soit généralement pas les lieux les plus chargés en polluants).

La prise en compte de ces comportements peut avoir une importance non négligeable si l’on

s’intéresse par exemple à l’infiltration comme moyen de dépollution des eaux pluviales. Les

plantes ne générant pas un pH acide dans leur rhizosphère, mais plutôt un pH basique

pourraient être utilisées afin d’améliorer le rendement épuratoire du sol vis à vis des métaux

lourds et surtout accroître la stabilité de la rétention.

Notons que des variations de pH peuvent avoir lieu ponctuellement et dans des conditions très

particulières mais qui ne sont, a priori, pas représentatives du comportement d’un sol même à

long terme.


139

4.5.4 : L’Eh

[Duchaufour, 1994], [Gobat, 1998], [Sigg et al., 1992]

Le potentiel redox représente le potentiel électrique qui résulte d’un transfert d’électrons d’un

donneur vers un accepteur. Il est donc exprimé en millivolts.

L’Eh est donc associé aux réactions d’oxydoréduction (voir paragraphe 3.5.1), et à la

biodégradation des composés organiques contenus dans le sol. Il pourra donc indiquer si un sol

est propice ou non à une biodégradation. Selon la valeur de l’Eh, les sols peuvent être répartis

en quatre catégories :

Ö de 800 à 450 mV : l’oxygène est présent en abondance et permet une oxydation

relativement rapide de la matière organique. Les phénomènes de dégradation

biologique y sont importants, en particulier la nitrification qui est une oxydation des

ions ammonium et nitrite.

Ö de 450 à 0 mV : l’oxygène se fait plus rare, la décomposition de la matière organique

soluble devient très lente. En conjonction avec un pH acide, le milieu devient

réducteur.

Ö de 0 à -200 mV : le milieu est réducteur et la dégradation de la matière organique ne

se fait plus que par fermentation anaérobie.

Ö de -200 à -300 mV : le milieu est complètement réducteur, la fermentation de la

matière organique provoque un dégagement d’hydrogène sulfuré et de méthane.

Malheureusement, dans de nombreuses situations et contrairement au pH, l’Eh ne peut pas être

mesuré sans ambiguïté [Appelo et al., 1994]. D’un point de vue pédologique, et le plus souvent

en milieu naturel, le sol est divisé en couches homogènes superposées : les horizons, où le

potentiel redox y est considéré comme constant et représentatif de l’état physico-chimique du

milieu. En zone urbaine, et dans les premiers mètres de sol, la notion même d’horizon n’a plus

de réelle signification du fait du constant remaniement du sol et de sa forte hétérogénéité. Le

potentiel redox du sol y présente certainement localement des variations spatiales plus fortes.

L’influence du pH sur la rétention et le relargage des éléments traces a été largement

documentée, contrairement à celle de l’Eh. Bien qu’ayant une influence beaucoup moins

marquée, l’Eh n’en demeure pas moins un paramètre important. Pour certains éléments

divalents, des conditions réductrices induisent des effets indirects sur leur spéciation et leur


140

mobilité. Il est reconnu que des conditions réductrices peuvent limiter la biodisponibilité des

éléments traces à cause de la compétition qui existerait avec le fer et le manganèse solubilisé.

Dans des conditions réductrices intermédiaires, les solubilités du cadmium, du plomb et du zinc

apparaissent contrôlées par les carbonates. Toutefois, une diminution du potentiel redox accroît

la solubilité et donc la mobilité des métaux lourds. Notons tout d’abord que la mobilité

n’implique pas la biodisponibilité des éléments ; en effet, sous forme de chélates, les métaux

lourds sont mobiles et pourtant ils ne sont pas biodisponibles. Il est important de souligner que

l’influence de l’Eh sur la solubilité des quatre métaux lourds (Pb, Cd, Zn, Cu).

On a vu précédemment que le pH variait entre 4 et 8 pour la majorité des sols des zones

tempérées, l’Eh, quant à lui varie, entre 330 et -100 mV.

La figure 4.7 montre l’influence du potentiel redox sur la dissolution de trois métaux lourds.

Cd en mg/l Pb en mg/l Zn en mg/l

0

0,1

-500 0 500

Eh ( mV)0

0,3

-500 0 500

Eh (mV)0

2

-500 0 500

Eh (mV)

Figure 4.7 : Métaux dissous à l’équilibre, en fonction du potentiel redox, pour un pH de 6.2

[Cambier, P. et al., 1998]

Cette figure montre bien que la quantité de métal dissous a une variation inversement

proportionnelle au potentiel redox. Cette tendance est très marquée pour le cadmium et le

plomb, elle l’est un peu moins pour le zinc. Les variations du pH et de l’Eh sont corrélées.

Ainsi, une augmentation de l’Eh provoque une légère diminution du pH.

4.5.5 : La teneur en matière organique

[Gobat et al., 1998], [Robert, 1996], [Duchaufour, 1995]

La matière organique joue un rôle très important dans la rétention des métaux lourds et des

polluants organiques, car elle représente un nombre important de sites d’adsorption physico-

chimique. A pH constant, c’est elle qui va contrôler leur adsorption. Dans ces conditions, c’est

la répartition des métaux lourds entre la matière organique et la solution de sol qui détermine la


141

fraction dissoute de métaux, et par conséquent la fraction la plus mobile. Pour une

représentation adéquate de cette répartition, il faut déterminer le pH et le taux de matière

organique sous forme dissoute. Dans la solution de sol, beaucoup de métaux sont présents sous

forme de chélates (complexes formés avec la matière organique). Les complexes ainsi formés

peuvent être stables chimiquement, mais cela ne signifie pas qu’ils soient immobiles dans la

matrice solide. Ainsi, bien que la fraction organique soit un site privilégié pour l’adsorption

spécifique (notamment du cuivre), la complexation organique peut engendrer une augmentation

de la mobilité des éléments traces (cuivre, zinc). Bien sûr, leur circulation est alors limitée

d’une part, par la taille des complexes ainsi formés, et d’autre part, par la possibilité qu’ils ont

d’être eux aussi, adsorbés à la matrice solide. De manière générale, on peut dire que lorsque les

métaux forment des chélates avec la matière organique, ils ne présentent plus un risque fort de

contamination des eaux souterraines (tout au moins à court terme). Une forte variation des

conditions environnementales peut tout de même provoquer leur remobilisation. La matière

organique est un complexant très fort des éléments traces.

La matière organique est aussi un élément indispensable à une activité biologique. Elle est

présente en quantité maximale dans les dix premiers centimètres de sol. Elle est constituée

d’acides humiques et fulviques, ainsi que d’humine. Les acides fulviques sont à l’état soluble,

et de par leur fort potentiel adsorbant, ils peuvent former des complexes solubles ; de forte

mobilité. C’est le cas, par exemple, des complexes organo-métalliques formés avec les métaux

lourds ou des organochlorés formés à partir du chlore. Les différents constituants de la matière

organique ont des structures chimiques très proches. Ils sont constitués de noyaux aromatiques

type phénol, reliés entre eux notamment par des groupes fonctionnels acides (-COOH, -OH), ce

qui explique l’affinité qu’ont pour eux les cations métalliques.

Cette constatation nous permet donc de supposer qu’un apport de matières organiques sous

forme dissoute (« naturelle » ou polluante comme les phénols) et à une concentration élevée,

peut constituer un risque potentiel de contamination des couches profondes du sol ou de la

nappe dans la mesure où elle peut jouer le rôle d’un complexant très fort et remobiliser des

polluants préalablement retenus.

De plus, il peut aussi y avoir un transfert de substances organiques sous forme de colloïdes ou

de particules, mais il semblerait que le phénomène soit de faible importance.

4.5.6 : La teneur en argile

La très grande surface spécifique et la charge le plus souvent négative des argiles leur confèrent

une très forte capacité d’adsorption. Une teneur en argile élevée accroît donc la rétention des

polluants, d’une part parce que le nombre de site augmente, et d’autre part parce qu’une forte


142

teneur en argile est très souvent corrélée à une faible vitesse d’infiltration qui laisse aux

réactions physico-chimiques le temps d’avoir lieu. L’argile forme très facilement des

complexes avec les substances organiques. Selon leur taille, ces complexes sont mobiles sous la

forme colloïdale ou retenus (filtration mécanique s’ils sont d’une taille importante,

précipitation, etc.).

La présence de complexes argilo-humiques donne au sol des propriétés favorables à sa fertilité.

Les complexes argilo-humiques ralentissent la minéralisation de la matière organique,

favorisent le stockage de l’eau et des éléments nutritifs.

4.5.7 : La granulométrie et la porosité

La granulométrie joue un rôle prépondérant dans la rétention des polluants. En effet, les

particules les plus fines présentent une forte surface spécifique et sont très actives vis à vis de la

rétention. De plus, son évolution au cours du temps peut permettre la mise en évidence d’un

colmatage significatif du sol.

La porosité du sol est un paramètre important car elle influe sur la vitesse d’infiltration mais

aussi sur la capacité du sol à filtrer mécaniquement les particules. De même, son évolution peut

être associé à celle du fonctionnement du sol et être considérer comme un indicateur de

colmatage.

4.5.8 : La CEC

[Duchaufour, 1995], [Gobat et al., 1998], [Robert, 1996], [Hartmann, 1998]

L’importance des composés humiques et de l’argile vis-à-vis de l’adsorption des polluants peut

être représentée par la capacité d’échange de cations qui correspond à la quantité de cations

maximale que le sol peut retenir par adsorption physico-chimique. Elle est exprimée en

équivalent par gramme de sol sec. Un équivalent correspond au nombre de moles

potentiellement adsorbées. Un, deux ou trois équivalents correspondent à l’adsorption d’une

mole de cations, respectivement monovalents, divalents ou trivalents. Ainsi, si la CEC d’un sol

est de 6 m.e./g (ou m.e.q./g), c’est qu’il peut retenir par échange de cations, par exemple 6

moles de K+ ou 3 moles de Ca2+ ou 2 moles de Al3+.

D’après Appelo et al., (1993), il est possible de construire empiriquement une relation linéaire

entre la CEC, la teneur en argile et la teneur en carbone :

CEC(meq/100g) = 0.7 * (% argile) + 3.5 * (% carbone)

A titre d’exemple, la CEC des argiles varie entre 0,05 et 1,5 m.e.q./g selon le type d’argile et de


143

2 à 5 pour les composés humiques.

Plus la valence d’un cation est élevée, plus le cation est adsorbé facilement, Al3+ s’adsorbe plus

spontanément que Ca2+, et lui même plus que K+.

A valence équivalente, les cations les moins hydratés sont adsorbés préférentiellement. L’ion

Ca2+ présente une affinité toute particulière avec la matière organique qui fait que son

adsorption est favorisée.

Même si les rapports de concentration des différents ions en solution restent les mêmes, la

dilution provoque un échange entre les cations monovalents adsorbés et les cations divalents en

solution. Les cations monovalents sont alors remis en solution et la forte teneur en eau

engendrera leur migration. En période plus sèche, c’est le phénomène inverse qui se produit, les

cations monovalents en solution remplacent une partie des cations divalents et trivalents

adsorbés.

La faible teneur en eau fait qu’une fois en solution ces derniers migrent moins facilement

(corrélation de la vitesse d’infiltration et de la teneur en eau). L’alternance des périodes de

dessiccation et d’humidification favorise la remobilisation et donc la migration des cations

monovalents (Na+, NH4+, K+, etc.).

L’échange de cations ne peut avoir lieu que lorsque le temps de contact entre les phases liquide

et solide est suffisant. La corrélation entre la CEC et la vitesse d’infiltration laisse entrevoir que

l’échange de cations n’est parfois que partiel. La conductivité hydraulique, la teneur en eau et

la capacité d’échange de cations sont interdépendantes, et déterminent une grande part des

quantités de polluants retenus.

4.5.9 : La température

La température du sol, de la solution de sol et de l’eau de ruissellement a une influence, le plus

souvent indirecte, sur la quasi-totalité des processus physiques, chimiques, ou biologiques.

La viscosité de l’eau dépend de la température, et donc par son intermédiaire, la conductivité

hydraulique et la vitesse d’infiltration aussi (voir annexe 2).

L’ensemble des réactions chimiques ou physico-chimiques sont sous l’influence de la

température. Elle est en effet associée à l’agitation moléculaire qui détermine le nombre de

contacts entre la solution de sol et les surfaces actives. Ainsi, les coefficients de partage utilisés

pour décrire l’adsorption des métaux lourds sont déterminés à température constante (isotherme

de Langmuir ou de Freundlich).


144

La température détermine l’activité biologique d’un sol. Celle-ci est optimale dans une certaine

plage de température, ralentie et parfois même complètement inhibée à l’extérieur de cette

plage.

La température du sol et de l’eau du sol varie à la fois de manière journalière et annuelle.

L’amplitude de ces variations diminue avec la profondeur.

Les variations journalières de la température du sol ne se font pas ressentir au-delà d’un mètre

pour un sol saturé et de 50 cm pour un sol sec. D’après Musy et al., (1991), l’amplitude de

l’onde thermique y est alors divisée par 1000 que ce soit pour le sable ou l’argile. La figure 4.8

montre le comportement thermique journalier de deux sols homogènes de structures différentes.

Profondeur où l’amplitude thermique est divisée par e (e=2.718) (à gauche)

et par 1000 (à droite)

0

4

8

12

16

sec saturé

Pro

fond

eur

(cm

)

Sable

Argile

0

25

50

75

100

sec saturé

Pro

fond

eur

(cm

)

Sable

Argile

Figure 4.8 : Atténuation de l’amplitude de l’onde thermique journalière avec la profondeur

Dans l’étude du comportement du sol sous un ouvrage d’infiltration, les variations thermiques

journalières n’auront qu’une influence modérée sur son fonctionnement et notamment sur la

vitesse d’infiltration. Ceci est corroboré par les résultats de l’analyse des données fournies par

Météo France concernant la station de Bron (69). En 1998, l’amplitude thermique journalière

n’a pas excédé 10 °C à 10 cm de profondeur ce qui correspond au plus à une variation de 25%

de la viscosité et donc de la conductivité hydraulique (annexe 4). D’autre part l’amplitude de

l’onde thermique décroît exponentiellement avec la profondeur et peut être négligée au delà de

quelques dizaines de centimètres.

Les faibles variations (surtout en profondeur) et l’influence indirecte qu’elle a sur les processus

physico-chimiques ne font pas de la température un paramètre systématiquement pris en


145

compte. Par contre, en surface et notamment vis-à-vis des processus biologiques, son

importance peut être considérable.

Lorsque le sol est saturé, les réactions deviennent anaérobies, généralement les phénomènes

liés à l’activité biologique sont alors d’une importance moindre.

Le comportement hydrique du sol diffère au cours de l’année par une modification de sa teneur

en eau (évaporation et prélèvements par les plantes variables selon la saison) et de la

température. En effet, l’amplitude thermique est beaucoup plus importante à l’échelle annuelle

(environ 30°C en 1998 à la station météo de Bron (69)) qu’à l’échelle événementielle et elle se

fait ressentir beaucoup plus en profondeur (jusqu’à 1m). La température du sol a une influence

non négligeable sur la viscosité de la solution de sol et par conséquent sur sa vitesse

d’infiltration. C’est donc plus la température associée à la position d’un événement dans

l’année qui est importante que la variation de température pendant un événement.

La figure 4.9 montre le comportement thermique annuel de deux sols homogènes de structures

différentes [Musy et al., 1991].

Profondeur où l’amplitude thermique est divisée par e (à gauche) et par 1000 (à droite)

0

1

2

3

sec saturé

Pro

fond

eur

(m)

Sable

Argile

0

5

10

15

20

sec saturé

Pro

fond

eur

(m)

Sable

Argile

Figure 4.9 : Atténuation de l’amplitude de l’onde thermique annuelle avec la profondeur

Ainsi, d’après Richter et al., (1987), on peut estimer que les variations de la température du sol,

en climat tempéré, ne se font pas ressentir au delà de 40 cm de profondeur au cours d’une

journée, et 2 m au cours d’un année. Musy et al., (1991) quant à eux estiment négligeables les

variations journalières au delà d’un mètre. La vitesse de propagation de la chaleur dans le sol

augmente avec la teneur en eau, car l’eau possède une capacité calorifique très grande.


146

4.5.10 : L’activité biologique et le taux d’oxygène

L’activité biologique, pour pouvoir être mesurée, a été associée à un certain nombre d’autres

paramètres plus facilement appréciables, tels que le taux d’oxygène consommé ou de dioxyde

de carbone rejeté. Cette activité dépend d’un grand nombre de paramètres : température, teneur

en eau, etc. La difficulté réside, à l’heure actuelle, en l’absence de représentation pragmatique

de cette activité, ce qui implique forcément de grandes difficultés pour sa prise en compte lors

de l’étude des transferts de polluants dans le sol. En l’état actuel des recherches, il paraît

difficile d’intégrer l’influence de l’activité biologique dans sa globalité. Par contre, une

approche peut être envisagée par la prise en compte notamment du taux d’oxygène présent dans

le sol, qui détermine partiellement le type d’activité biologique.

Comme il a été vu au paragraphe 4.5.3, le taux d’oxygène présent dans le sol a une influence

sur le potentiel redox. Mais surtout, il contrôle le type de réactions mises en jeu lors des

processus biologiques. La dégradation biologique des composés organiques est plus rapide par

des processus aérobies. La présence d’oxygène est donc un élément favorable à la

biodégradation, pour certains composés, elle est même indispensable (HAP notamment).

Lorsque le milieu est non saturé, la quantité d’oxygène présent dans le sol dépend de la quantité

d’air et donc de la teneur en eau du sol.

Par contre, lorsque l’on tente de caractériser l’activité biologique, c’est souvent la

« respiration » du sol que l’on considère. Cette respiration est elle même associée à la quantité

d’oxygène consommé, ou à la quantité de gaz carbonique rejeté.

4.5.11 : Conclusion

Le tableau 4.2 récapitule les variations spatiale possibles des paramètres précédemment

explicités.


147

Echelle de temps événement et inter-

événement

année vieillissement

Vitesse d’infiltration oui (1) oui (4), (5)

Courbe de répartition vélocimétrique non (2) oui

Teneur en eau oui oui oui mais(5)

Potentiel de pression hydraulique oui (1) (5)

pH non non non

Eh non possible non

Granulométrie, porosité non variable (2) oui

Teneur en matière organique non variable (2) oui

Teneur en argile non variable (2) oui

Capacité d’échange de cations non variable (2) oui

Température oui oui peu probable

Régime thermique non non peu probable

Taux d’oxygène non oui -

Activité biologique oui (1) oui

(1) : variation au cours de l’année mais faible variation d’une année sur l’autre, sauf en cas de conditionsclimatiques extrêmes (sécheresse, canicule ...)(2) : variation qui peut être perceptible d’une année sur l’autre selon la charge des apports(3) : la vitesse d’infiltration a généralement tendance à diminuer au fur et à mesure des infiltrations sous l’effet ducolmatage, ce qui constitue un aspect positif en terme de rétention des polluants(4) : variation possible dans le temps de la relation entre le potentiel de pression hydraulique et la teneur en eauqui dépend des caractéristiques du sol telle que la teneur en argile.(5) paramètres souvent non représentatifs à l’échelle d’un ouvrageEn gras : paramètres représentatifs du fonctionnement du sol à l’échelle de l’ouvrage

Tableau 4.2 : Variations des paramètres en fonction de l’échelle de temps considérée


148

Tous les paramètres précédemment considérés ne sont pas sans influence les uns sur les autres.

La figure 4.10 illustre leurs relations et leur interdépendance. Ceci montre combien il est

difficile d’avoir une représentation unilatérale du fonctionnement du sol.

Paramètre ayant une influence directe

Paramètre agissant sur le fonctionnement du sol par l’intermédiaire d’un paramètres direct

Figure 4.10 : Représentation schématique de l’influence mutuelle des paramètres considérés

comme prépondérants vis à vis du fonctionnement du sol.

Teneur en eau

Vitesse d’infiltration

pH

Eh

Teneur en matière organique

Teneur en argile

CEC

Température

Activité biologique

Taux d’oxygène

texturestructure

porosité

granulométrie

Potentiel de

pression h(θ)


149

Les phénomènes impliqués dans la rétention, le transfert ou la transformation des polluants

dans le sol sont sous l’influence des paramètres déterminés comme étant ceux qui représentent

le fonctionnement du sol. Le tableau 4.2 récapitule l’ensemble de ces paramètres ayant une

influence directe (D) ou indirecte (I) sur le fonctionnement du sol. L’influence directe d’un

paramètre sur un processus peut être forte, modérée ou faible (DF, Dm, Df) ou indéterminée

(D). Si elle est indirecte, elle peut avoir une action sur les processus par l’intermédiaire d’un

paramètre déjà déterminé, ou par l’intermédiaire d’une des caractéristiques du polluant (produit

de solubilité, coefficient d’adsorption).

D : paramètre ayant une influence directe sur la propagation du polluant dans le sol mais dont on ne connaît pas

l’importance ou dont l’influence est variable

DF, Dm, Df : paramètre ayant une influence directe forte, modérée ou faible sur la propagation du polluant dans le

sol

I : paramètre ayant une influence indirecte sur la propagation du polluant dans le sol

( ) : paramètre jouant le rôle d’intermédiaire de l’action du paramètre indirect

- : paramètre n’ayant aucune influence, ou une influence que l’on suppose négligeable

Vitesse

d'infiltration

Potentiel de

pression

hydraulique

pH Eh Granulo

Porosité

Notation V h(θ) pH Eh granu, poro

Métaux lourds DF I(V) DF Dm DF ou I(V)

Nitrates DF I(V, Ab) I I I(V)

Phosphates DF I(V, Ab) I I DF

Sels DF I(V) I I I(V)

Hc Aliphatiques DF I(V, Ab) I(Ab) D ou I(ox, Ab) D ou I(V)

Hc Aromatiques DF I(V, Ab) I(Ab) D ou I(ox, Ab) D ou I(V)

HAP DF I(V, Ab) I(Ab) D ou I(ox, Ab) D ou I(V)

Organo-halogénés DF I(V, Ab) I(Ab) D ou I(ox, Ab) D ou I(V)

Phénols DF I(V, Ab) I(Ab) D ou I(ox, Ab) Df ou I(V)

PCB, Dioxine DF I(V, Ab) I(Ab) D ou I(ox, Ab) D ou I(V)

Bactéries DF I(V, Ab) D (cond. Vie*) D (cond. vie) D (adsorption)

Virus DF I(V, Ab) D (cond. vie*) D (cond. vie) D ou I(V)

(*) : La propagation des virus et des bactéries dans le sol est sous l’influence des « conditions de vie » du milieu qui

dépendent d’un certain nombre de paramètres (pH, Eh).


150

Teneur du sol

en matière

organique

Teneur en

argile

CEC Température Activité

biologique

Taux

d'oxygène

Notation m.o. arg. CEC T Ab ox

Métaux lourds DF DF DF I(V, Ab), D Df I(Ab)

Nitrates - - - I(V, Ab) DF I(Ab)

Phosphates DF DF DF I(V, Ab) DF I(Ab)

Sels - - - I(V) - -

Hc Aliphatiques D D D I(V, Ab) D D I(Ab)

Hc Aromatiques D D D I(V, Ab) Df Dm I(Ab)

HAP D D D I(V, Ab) Df Df I(Ab)

Organo-halogénés D D D I(V, Ab) D Df I(Ab)

Phénols Df Df Df I(V, Ab) Df D I(Ab)

PCB, Dioxine D D D I(V, Ab) Df Df I(Ab)

Bactéries D (adsorption) D

(adsorption

)

Dm D, I(V, Ab) D D

Virus Df Df - D, I(Ab, V) Df D, I(Ab)

Tableau 4.3 : Récapitulatif de l’influence des paramètres représentatifs

sur le transfert des polluants


151

�� &RQFOXVLRQ

L’état actuel des connaissances , nous a permis de mettre en évidence les processus et les

paramètres qui semblent avoir un rôle important dans le transfert dans le sol, des polluants

d’origine pluviale.

Certains paramètres se sont avérés prépondérants dans le transfert et la transformation des

polluants. Ainsi, la cinétique de percolation influe sur la capacité d’un sol à retenir les polluants

par des processus d’adsorption, de même que le pH et dans une moindre mesure le potentiel

d’oxydoréduction. La capacité d’échange de cations, que l’on parvient parfois à corréler

directement aux teneurs en argile et en matière organique joue elle aussi un rôle important.

Mais tous ces paramètres ne subissent pas des variations aux mêmes échelles spatio-

temporelles. A l’heure actuelle et à l’échelle macroscopique, la prise en compte de tous les

processus et donc de tous les paramètres associés se heurte encore à de nombreuses difficultés.

Les mesures et l’utilisation des paramètres extraits des études du sol à l’échelle d’une colonne

de laboratoire laissent, elles aussi, entrevoir des difficultés. En effet, la signification de ces

paramètres à l’échelle d’un ouvrage d’assainissement demeure une question ouverte, c’est le

cas notamment de la conductivité hydraulique ou du potentiel de pression hydraulique définis à

l’échelle d’une colonne de laboratoire homogène. Il est en effet probable que la cinétique de

percolation, à l’échelle d’un ouvrage, soit en fait contrôlée par la macroporosité et par

l’hétérogénéité du sol, et nécessiterait alors une nouvelle représentation.

De plus, la mesure ponctuelle de ces paramètres est-elle représentative de l’ouvrage ? Si le pH

peut être considéré comme spatialement peu variable, cette affirmation peut être difficile à

accepter pour l’activité biologique par exemple.

De plus, il est probable que par des phénomènes de compensation ou au contraire de synergie,

le fonctionnement global du sol, à l’échelle par exemple d’un ouvrage d’infiltration, fasse

apparaître une nouvelle organisation des processus et donc la prépondérance de nouveaux

paramètres.

Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage

152

5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage

Nous avons choisi de construire une représentation du comportement d’un sol soumis à

l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial par une approche globale à l’échelle de l’ouvrage

d’infiltration.

�� &KRL[ G·XQ RXYUDJH

L’infiltration des eaux de ruissellement pluvial en milieu urbain concerne à la fois des ouvrages

d’assainissement et des surfaces perméables. Elle peut être « intentionnelle », autrement dit,

elle peut constituer le mode de vidange de certaines techniques alternatives, permettant de

réduire les flux véhiculés à l’aval et de restituer à la nappe les eaux de ruissellement. Or ces

eaux sont chargées en polluants et peuvent donc provoquer un impact sur la qualité du sol et

des eaux souterraines. La fonction des ouvrages d’assainissement par infiltration est double :

évacuer les eaux pluviales et restituer l’eau au sol tout en préservant sa qualité et celle des

nappes.

Parmi l’ensemble des ouvrages d’infiltration nous nous intéresserons plus particulièrement aux

bassins d’infiltration puisqu’ils drainent des flux importants et chargés et qu’il s’agit des

ouvrages les plus répandus.

L’objectif ici est d’expliciter les variations spatio-temporelles des caractéristiques du sol mises

en évidence le plus souvent à l’échelle d’une colonne de laboratoire ou d’un échantillon de sol

et de déterminer leur importance relative. Nous tenterons de vérifier ensuite si un transfert

d’échelle par globalisation des processus et non par extension des « représentations fines »,

infirme ou confirme les prépondérances établies, en effectuant un suivi de ces paramètres dans

le temps.


153

�� (FKHOOH VSDWLDOH DVVRFLpH

Comprendre le comportement du sol soumis à l’infiltration afin de pouvoir évaluer et

finalement contrôler son impact nécessite en premier lieu une approche cognitive.

L’expérimentation qui alimente cette approche se fait très souvent à l’échelle de la colonne de

laboratoire dont le pragmatisme ne peut être remis en cause, et consiste en l’étude d’un

échantillon de sol. La connaissance des phénomènes que l’on a pu obtenir jusqu’à présent n’est

évidemment que partielle et demande toujours à être approfondie ou complétée. En effet, les

observations ne concernent qu’un nombre restreint de polluants et d’interactions entre les

processus de transfert. Elles ont été à l’origine de l’extraction des paramètres qui semblent

jouer un rôle prépondérant dans le transfert des polluants dans le sol.

Par ailleurs, les modèles que ces expérimentations permettent de construire ou de caler sont

souvent difficiles à utiliser à une échelle plus grande (voir chapitre 1) particulièrement pour les

considérations suivantes :

- les conditions de sollicitations réelles du sol in situ demeurent difficile à prendre en

compte alors qu’elles influencent, voire même déterminent, son fonctionnement

- la validité de l’utilisation de ces modèles à une autre échelle spatio-temporelle que

celle à laquelle ils ont été élaborés n’est pas toujours vérifiée.

Le sol qui constitue et supporte les ouvrages d’assainissement possède en effet sa propre

hétérogénéité structurelle et une macroporosité qui peut contrôler la dynamique de l’infiltration

rendant son fonctionnement difficile à représenter à partir des observations effectuées à

l’échelle macroscopique. De plus, cette complexité est accrue par le fait que le transfert des

polluants dans le sol intègre plusieurs champs disciplinaires faisant intervenir des compétences

très diverses, difficiles à mettre en œuvre simultanément.

Les échelles moléculaire, microscopique et macroscopique, définies au premier chapitre,

permettent essentiellement la compréhension et l’acquisition d’une connaissance fine des

processus mis en jeu lors de l’infiltration. Mais comme on vient de le souligner, ces

connaissances ne suffisent pas à l’heure actuelle à comprendre le fonctionnement global des

ouvrages d’infiltration, que ce soit d’un point de vue quantitatif ou qualitatif.

Une approche globale cognitive peut être envisagée en parallèle afin de construire une

représentation du fonctionnement du sol dans sa totalité directement à l’échelle de l’ouvrage.

Notre choix, que ce soit celui de l’échelle d’un bassin d’infiltration ou celui de globaliser les


154

processus nous conduit à adopter une approche du fonctionnement du sol différente. Tout au

long de notre travail, le rôle et l’importance de l’hétérogénéité de ce sol a été mis en évidence.

Elle est par ailleurs amplifiée par la répartition spatiale des apports qu’il reçoit [Gautier, 1998],

[Jacopin et al., 1998], [Bardin, 1999]. En effet, les eaux de ruissellement pluvial peuvent être

déversées localement à l’intérieur des ouvrages d’assainissement de grande taille tels que les

bassins d’infiltration par l’intermédiaire de conduites. Seule une petite partie de la surface

totale de ces ouvrages reçoit les premiers apports où l’on constate le début des processus liés à

l’infiltration avant que ne soit concerné l’ensemble de la surface réceptrice de l’ouvrage.

Schématiquement, la variabilité spatiale des apports à un bassin d’infiltration peut être

représentée par la figure 5.1.

Zone sub issan t en p remierl ' in f i l t ra t ion et donc le co lmatage

Elarg issement de la zone sub issant l ' in f i l t ra t ion et donc le co lmatage

Le bassin est mis en eau, l ' in f i l t ra t ionse fa i t sur toute la sur face du bass in lo rsque l 'événement es t d ' impor tance suf f isante

Amont du bass in

Ava ldu bass in

Amont du bass in

Ava ldu bass in

Amont du bass in

Ava ldu bass in

Figure 5.1 : Variabilité spatiale liée au fonctionnement des ouvrages de grande taille

La variabilité spatiale des apports engendre une différence de comportement du sol entre

l’amont et l’aval de l’ouvrage. On a pu remarquer que la plupart des événements ne

provoquaient pas la mise en eau complète de certains bassins, et que seule une fraction de la


155

surface participait alors vraiment et totalement à l’infiltration. Il en résulte une évolution et un

colmatage différentiels de la surface réceptrice des bassins d’infiltration [Jacopin et al., 1998].

Notre choix se porte sur la construction d’une représentation globale du sol à l’échelle d’un

ouvrage d’assainissement. Cette représentation est basée sur l’organisation des paramètres

prépondérants extraits des connaissances acquises aux différentes échelles spatiales.

�� (FKHOOH WHPSRUHOOH

Du point de vue de la rétention et de la migration éventuelle des polluants dans le sol, nous

retenons l’échelle du vieillissement des ouvrages. Le choix de cette échelle de temps est

imposée par la volonté de prise en compte de l’impact des ouvrages sur la qualité du sol et des

eaux souterraines. Notre objectif est de modéliser le comportement du sol à l’échelle spatio-

temporelle de l’ouvrage et de son vieillissement.

Parmi l’ensemble des paramètres considérés comme prépondérants dans le transfert ou la

rétention des polluants dans le sol, généralement seules les variations de la teneur en eau et du

potentiel de pression hydraulique (et donc de la vitesse d’infiltration) peuvent être observés à

l’échelle événementielle. La prise en compte des autres paramètres confirme le choix que nous

avons fait d’une représentation à l’échelle du vieillissement d’un ouvrage. Un argument

supplémentaire ayant orienté notre choix vers cette échelle de temps est l’aspect « discret » des

échelles événementielle et inter-événementielle alors que la majorité des processus sont

continus (volatilisation, biodégradation ...).

De plus, envisager une représentation, événement par événement, des masses de polluants

piégées ou de la qualité des eaux de percolation laisse apparaître de nombreuses difficultés

notamment d’ordre métrologique. Dans le premier cas, les masses piégées d’un événement à

l’autre risque fort d’être en deçà des seuils de détection ou de l’incertitudes liée à la mesure, et

ne pourront donc pas être observées. Dans le second cas, il demeure difficile de corréler la

composition de cet effluent à celle de l’effluent entrant (apport au bassin d’infiltration) car il

est difficile de distinguer si les polluants qui sont présents proviennent de l’événement

considéré, de la migration plus lente d’une substance apportée par un événement antérieur ou

du relargage de substances préalablement retenues par le sol.

Aux échelles du vieillissement d’un ouvrage d’infiltration, certains paramètres peuvent varier

sensiblement sous l’accumulation de variations non observables ou non observées aux échelles


156

de temps plus fines. C’est le cas de la perméabilité qui diminue généralement au fur et à mesure

du colmatage. C’est aussi le cas de la teneur en argile qui a tendance à augmenter sous l’effet

des apports de matière en suspension par les eaux de ruissellement. La capacité d’échange de

cations varie à la fois parce qu’il peut y avoir un apport de substances adsorbantes (matières en

suspension, fines, matière organique) mais aussi parce que le sol peut devenir saturé en

polluants et qu’il ne joue alors plus son rôle de filtre physico-chimique.

Il est donc nécessaire de discrétiser la durée de fonctionnement d’un ouvrage en pas de temps

suffisamment grands pour que ces variations soient perceptibles. Nous avons choisi une

discrétisation en pas de temps de six mois, c’est à dire en deux périodes par an : l’une d’avril à

septembre, et l’autre d’octobre à mars car elles correspondent à deux types de fonctionnement

différents d’un point de vue biologique (activité biologique intense en été et ralentie en hiver)

et de la température du sol. Cette discrétisation pourrait être affinée en 4 périodes par an de 3

mois, dans le cas notamment d’un bassin recevant des flux très chargés qui engendrent des

variations des masses retenues et des paramètres perceptibles dans cet intervalle de temps.

Le choix de la représentation de la contamination d’un sol, qui peut être considérée comme la

conséquence de son fonctionnement, suppose la prise en compte des masses de polluants

retenues par le sol plutôt que de la qualité de la solution de sol, c’est à dire celles des quatre

métaux lourds identifiés (plomb, cadmium, zinc, cuivre), de l’azote et du phosphore sous leur

différentes formes, éventuellement celle des sels si certains peuvent être retenus (notamment

pour les mesures effectuées en fin d’hiver où l’impact des sels de déverglaçage peut encore être

visible), et de quelques hydrocarbures. Dans le cas de ces derniers, une étude préalable peut

s’avérer nécessaire pour identifier la présence de ces substances dans les eaux apportées au

bassin. Elle peut être faite :

- au niveau des eaux de ruissellement bien que parfois leur teneur en certains

hydrocarbures soit souvent en deçà des seuils de détectabilité,

- au niveau des masses déjà retenues ce qui permet de connaître l’état initial du système

sol en place,

- ou bien, par exemple, par une étude du mode d’occupation des sols de la zone dont le

bassin d’infiltration est l’exutoire.

Des modifications de la structure de l’ouvrage peuvent également intervenir du fait de son

entretien (curage, décolmatage) ou de l’apparition d’une activité biologique importante

(développement d’une flore ou d’une faune, chemins d’écoulement préférentiel dus aux vers de

terre ou à la pénétration de racines). L’évolution des paramètres dans le temps peut ainsi en être

affectée et présenter alors des variations rapides.


157

D’après la synthèse du chapitre 4, nous nous intéresserons à la courbe de répartition

vélocimétrique, au pH, à l’Eh, aux teneurs en matière organique et en argile, à la CEC, à la

température et à l’activité biologique.


158

�� 0RGpOLVDWLRQ GX IRQFWLRQQHPHQW GX VRO DX[ pFKHOOHV PpJDVFRSLTXH HW

GX YLHLOOLVVHPHQW GH O·RXYUDJH

5.4.1 : Hypothèses de fonctionnement et paramètres

représentatifs

La courbe de répartition vélocimétrique de l’infiltration

Comme il a été vu au paragraphe 4.5.1 une courbe de répartition vélocimétrique pourrait servir

à caractériser la cinétique d’infiltration à l’échelle d’un ouvrage. Il est probable que l’évolution

de ce paramètre, à l’échelle du vieillissement de l’ouvrage se fasse comme le montre la

figure 5.2.

Répartition vélocimétrique de la vitesse d'infiltration

0

20

40

60

80

100

0E+0 1E-6 1E-4 1E-2 1E+0 2E+0

Vitesse d'infiltration (m/s)

% d

u vo

lum

e éc

oulé

Sol état 1

Sol état 2

Figure 5.2 : Evolution possible de la courbe de répartition vélocimétrique de l’infiltration de

l’eau dans le sol sous-jacent un bassin d’infiltration

Au cours de son fonctionnement, le sol soumis à l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial

reçoit des flux chargés de polluants et de fines qui se déposent ou sont retenues en partie à la

surface où dans les premiers centimètres de sol, provoquant ainsi un colmatage de l’ouvrage. La

cinétique d’infiltration est d’une manière générale de plus en plus lente. En fait, cela peut

signifier surtout qu’une part plus grande du volume s’écoule à plus faible vitesse. Par exemple,

dans le cas d’une évolution représentée par la figure 5.2, la part du volume écoulé à une vitesse

comprise entre 10-6 et 10-4 m/s passe de 5 à 20 %, celle du volume écoulé à une vitesse

comprise entre 10-4 et 10-2 m/s passe de 15 à 40 %. Cette présomption intègre la diminution de

la perméabilité du sol au cours de son évolution ainsi que le colmatage.

Rappelons qu’à l’échelle événementielle, la variation de la perméabilité n’est certainement pas

observable. Cette variation est en effet le résultat d’une succession d’apports diffus, discrets

mais permanents à l’échelle du vieillissement d’un ouvrage.


159

Puisque ce paramètre représente, de manière globale, la cinétique de l’infiltration dans le sol

sous-jacent un ouvrage, il ne peut pas être associé à une couche de sol.

Granulométrie, porosité

Pour caractériser l’évolution des différentes couches de sol que nous définirons au paragraphe

suivant, il apparaît nécessaire de connaître l’évolution en profondeur de la porosité et de la

granulométrie. Les fines s’accumulent au cours du fonctionnement d’un ouvrage, et la porosité

du sol devrait être de plus en plus faible, ce qui engendre ainsi une diminution de la vitesse de

percolation. En principe, si le sol ne devient pas lui même une source de polluants, il devrait, au

cours de son fonctionnement, être de plus en plus efficace du point de vue de la rétention. Il

sera nécessaire de vérifier cette hypothèse pour chaque couche de sol où ces caractéristiques

(granulométrie et porosité) auront été suivies, grâce peut-être à une corrélation avec les masses

retenues.

La porosité et la granulométrie devraient présenter des variations selon la profondeur. L’apport

de fines et de substances sont responsables, en partie, du colmatage du sol, diminuant ainsi la

porosité et augmentant la proportion de fines dans la courbe de répartition granulométrique. En

s’éloignant de la surface du sol, cette évolution devrait diminuer d’ampleur. Ainsi, c’est dans

les premiers centimètres de sol, qui constituent généralement la couche colmatée, que cette

évolution sera la plus significative, car ce sont généralement aussi les plus actifs vis-à-vis de la

rétention.

pH

Le pH est une caractéristique importante du sol vis-à-vis de la rétention physico-chimique. Ce

paramètre est relativement stable dans le temps, et homogène selon la profondeur. Il peut être

considéré comme une caractéristique du sol pouvant servir à comparer notamment la capacité

de rétention physico-chimique des ouvrages. Si une corrélation peut être établie entre les

masses de polluants retenus et le pH moyen du sol de l’ouvrage, c’est qu’à l’échelle d’un bassin

d’infiltration aussi il joue un rôle prépondérant en terme de rétention, et notamment physico-

chimique.

Eh

Le potentiel redox caractérise l’état d’un milieu du point de vue de l’oxydoréduction. En

corrélation avec le pH, c’est un bon indicateur de l’état physico-chimique du milieu et de

l’activité biologique. Le potentiel d’oxydoréduction évolue très lentement, il est donc possible

que nous retrouvions le même contexte que pour le pH. Toutefois, un accroissement de la

teneur en matière organique et de l’activité biologique peut provoquer une variation de l’Eh, de


160

même il peut y avoir des variations saisonnières qu’il reste à mettre en évidence et en

corrélation avec les masses retenues. Il est possible, dans certains cas d’avoir un potentiel redox

variable avec la profondeur. C’est notamment le cas lorsque l’on est en présence d’une couche

saturée en permanence. Dans ce cas l’absence ou le manque d’oxygène peut rendre le milieu

réducteur, alors qu’en surface l’alternance de période sèche et humide conserve au sol un

caractère oxydant.

Teneur en matière organique

La teneur en matière organique devrait elle aussi augmenter à l’échelle du vieillissement du

bassin d’infiltration et peut-être d’une année à l’autre. Comme ces substances sont

généralement fortement réactives, elles seront rapidement retenues principalement dans les

premiers centimètres de sol. Ainsi, la teneur en matière organique diminuera avec la

profondeur. Selon les substances apportées et la dynamique de la biodégradation associée à ce

milieu, la teneur en matière organique peut présenter des variations au cours de l’année, et peut-

être même une diminution en fin d’été. Ceci argumente le fait d’utiliser un pas de temps

équivalent à six mois maximum.

Teneur en argile

La teneur en argile devrait croître au cours du temps sous l’influence des apports successifs de

matières fines et en suspension. Ces variations seront d’autant plus grandes que l’on se

rapprochera de la surface. L’argile nouvellement apportée peut alors représenter de nouveaux

sites d’adsorption. Dans ce cas le sol ne présentera pas de saturation vis-à-vis de la rétention et

continuera à jouer son rôle épurateur. Elle peut aussi être considérée comme un frein à

l’écoulement et donc être favorable à la cinétique de rétention et par conséquent à l’obtention

d’un équilibre des réactions physico-chimiques.

Capacité d’échange de cations

Si l’argile et la matière organique peuvent être considérées comme de nouveaux sites

d’adsorption, alors la capacité d’échange de cations du sol augmentera, et de ce fait entraînera

une augmentation de la capacité d’adsorption. Si ce n’est pas le cas, cela laissera supposer que

la portion de sol correspondante présente une saturation vis-à- vis de la rétention. Puisque la

capacité d’échange de cations est principalement associée aux teneurs en argile et en matière

organique, elle subira le même type de variations que ces deux paramètres.


161

Température

Le régime thermique du sol, c’est à dire l’évolution de la température au cours de l’année, ne

devrait pas varier à l’échelle du vieillissement d’un ouvrage. C’est, par contre, une

caractéristique importante du fonctionnement du sol dans le sens ou la température influe sur la

cinétique de l’infiltration et sur celle des réactions chimiques, ainsi que sur l’activité

biologique. De ces points de vue, le sol aura un comportement différent selon s’il est sous un

climat froid ou tempéré. Comme on l’a vu, l’intensité des variations de la température décroît

avec la profondeur. Celles-ci peuvent être souvent négligées au-delà d’un mètre.


L’activité biologique décroît avec la profondeur de manière exponentielle. Elle est donc

supposée maximale en surface et dans les premiers centimètres de sol. C’est donc dans la

couche superficielle de sol que les phénomènes de biodégradation seront les plus intenses.

Conclusion

De manière générale, l’intensité de la variation des paramètres considérés comme

prépondérants, diminue avec la profondeur. Leurs évolutions peuvent être considérées comme

continues, voire monotones dans le temps car elles sont la conséquence d’une accumulation

d’événements infiltrant.

Toutefois, elle peuvent présenter des sauts témoignant d’un fonctionnement « exceptionnel »,

d’une évolution brutale ou d’une mesure défectueuse. Ainsi, un événement accidentel pourrait

provoquer une brusque variation de certains paramètres. Par exemple, une augmentation de la

capacité d’échange de cations pourrait avoir lieu après le déversement accidentel de produits

complexants qui auraient « lessivé » le sol. De même, cet apport massif pourrait entraîner une

remobilisation brutale des polluants. Dans ce cas, la mesure des masses de substances retenues

montrerait une brusque diminution. Un apport massif de fine peut engendrer une augmentation

brutale de la teneur en argile. Une chute du pH peut avoir lieu sous l’effet d’un apport

particulièrement acide.

5.4.2 : Représentation spatiale du sol

Les paramètres représentant l’évolution du sol à l’intérieur et sous un ouvrage d’infiltration

varient dans le temps et avec la profondeur.

Au vu des variations possibles de ces paramètres, le sol sera représenté par des couches dont le

comportement sera supposé homogène. L’épaisseur de ces couches sera d’autant plus faible et

leur rôle vis-à-vis de la rétention et de la transformation des polluants dans le sol d’autant plus


162

important que l’on se rapprochera de la surface.

La présence éventuelle d’un géotextile à l’intérieur des ouvrages d’infiltration sert souvent de

barrière mécanique, et parfois même physico-chimique aux particules. Il est probable, dans ce

cas, qu’il soit nécessaire de représenter une couche potentiellement colmatée au niveau du

géotextile.

La figure 5.3 schématise cette représentation du sol.

Figure 5.3 : Représentation du sol en couches de comportement homogène

Une interface en surface constitue la couche la plus active du sol en termes de rétention et de

transformation des polluants où l’ensemble des processus sont mis en jeu, et notamment ceux

liés à la dégradation sous l’effet du rayonnement solaire. Elle peut aussi être le lieu d’une

prolifération bactérienne et algale et être donc le support d’un biofilm. Cette zone constitue

l’interface entre l’atmosphère, les apports (selon si le bassin d’infiltration est en eau ou non) et

la couche sous-jacente colmatée.

La couche colmatée est constituée généralement par les premiers centimètres de sol résultant de

son fonctionnement. Son épaisseur croît au cours du temps et peut atteindre une dizaine de

centimètres. Même lorsque le bassin d’infiltration est ancien (plus de trente ans) et soumis à des

effluents fortement chargés, la couche colmatée excède rarement trente centimètres.

De perméabilité plus faible que les couches inférieures, c’est elle qui détermine le plus souvent

la cinétique d’infiltration de l’ouvrage. Elle est le lieu et la conséquence des plus fortes

rétention et transformation des polluants, sous l’action conjointe de la totalité des processus

m

au delà du mètre

Interfacecm

dmgéotextile


163

physico-chimiques et biologiques, à l’exception de la photolyse qui n’a lieu que dans le premier

centimètre.

La deuxième couche a un comportement moins variable dans le temps que la couche

précédente. Elle évolue donc plus lentement, et n’est pas encore colmatée de manière

importante. La rétention et la transformation des substances y sont moins intenses. Finalement

la distinction entre les deux premières couches est difficile à établir, surtout lorsque l’ouvrage

n’est en service que depuis peu de temps.

Cette distinction spatiale reste en effet arbitraire dans le sens où la couche colmatée de surface

influe sur l’évolution de la couche sous-jacente.

Une zone de perméabilité plus faible, une teneur en matière organique plus forte permettent

notamment de supposer la présence de cette couche colmatée. Il est toutefois difficile de

présumer a priori ou même de déterminer son épaisseur car elle est la conséquence du

fonctionnement de l’ouvrage. Elle a été certainement nulle en début d’utilisation et de quelques

dizaines de centimètres au bout de vingt à trente années de fonctionnement pour le bassin

d’infiltration du Charbonnier à Vénissieux [Gautier, 1998].

La présence éventuelle d’un géotextile à quelques dizaines de centimètres ne constitue pas à

proprement parler une couche de sol mais plutôt une nouvelle interface dont la position peut

varier selon les ouvrages. On a pu remarquer qu’elle servait parfois de barrière mécanique aux

particules et qu’elle était donc le lieu d’un colmatage important [Hogland et al., 1990],

[Gautier, 1998].

La couche sous-jacente au géotextile peut parfois présenter une contamination, et donc une

variation de certains paramètres (teneurs en argile, en matière organique, CEC) de faible

ampleur au vu de la rétention déjà effectuée dans les couches supérieures.

La dernière couche, au-delà d’un mètre ne subit pas dans le temps de fortes variations de ces

paramètres si ce n’est parfois de la température.

Au delà de cette couche, les paramètres du sol peuvent être considérés comme quasiment

invariants à l’échelle du vieillissement d’un ouvrage.

La localisation des phénomènes et des groupes de phénomènes selon la profondeur est

schématisée par les figures 5.4 et 5.5.


164

C ou ch e 1 : cou ch e de s u r fa ce

C ou ch e 2 : co u ch e co l m a té e

C o u ch e 3 : cou ch e n on co l m a té e

C ou ch e 4 : gé o te x t i l e

C ou ch e 5 : co u ch e de s o l

hydro lys eoxydoré duc tion

P e rc o la tionL ix iv ia tionL e s s ivageD ifus ion

F iltra tionm é c a nique

V ola tilisa tionP hoto lys e

biodégra da tiona é ra tionbroyage

a dsorptionpré c ipita tion

Figure 5.4 : Représentation schématique des processus et de l’évolution de leur intensité

selon la profondeur

Les phénomènes de percolation, de lixiviation, de lessivage et de diffusion ont lieu sur toute la

profondeur. L’importance des phénomènes de transport de substances (lixiviation, lessivage et

diffusion) diminue avec la profondeur car la concentration en polluants diminue en raison de

leur rétention et de leur transformation préalable. L’hydrolyse et l’oxydoréduction sont aussi

présentes sur toute la hauteur du sol mais généralement d’une faible intensité. La filtration

mécanique a lieu principalement en surface et éventuellement au niveau du géotextile.

L’intensité des phénomènes d’adsorption décroît avec la profondeur, ils concernent


165

principalement la couche supérieure de sol. La biodégradation décroît de manière exponentielle

avec la profondeur, elle est donc la plus intense dans les premiers centimètres de sol.

C ou ch e 1 : cou ch e de s u rface

C ou ch e 2 : cou ch e co l m a té e

C ou ch e 3 : co u ch e n on co l m a té e

C o u ch e 4 : gé o te x t i l e

C o u ch e 5 : cou ch e de s o l

T ra ns fe rt R é te ntionm é c a nique

A utre ré te ntion

T ra ns form a tion

Figure 5.5 : Représentation schématique de la répartition des groupes de processus (transfert,

rétention, transformation) selon la profondeur

Les transferts d’eau et de substances peuvent avoir lieu sur toute la hauteur de sol, tandis que la

filtration mécanique concerne surtout les interfaces, c’est à dire la surface du sol et le

géotextile. La rétention physico-chimique et biochimique a lieu principalement dans la couche

colmatée. La transformation des polluants quant à elle décroît avec la profondeur.

La localisation des phénomènes intervenant dans le transfert des polluants dans le sol et de leur

importance selon la profondeur permet de supposer les variations en profondeur et dans le

temps des paramètres prépondérants.

L’amplitude de ces variations s’atténue généralement avec la profondeur. Le tableau 5.1

récapitule les paramètres et les variations à prendre en compte en fonction de la couche de sol


166

et de l’échelle de temps considérée.

Ech

elle

éve

ne

me

ntie

lle

Ech

elle

an

nu

elle

Ech

elle

du

vieillisse

me

n t

Interface T Tcm Vévénement, T T, Eh, Ab, m.o. Vvieillis., granulométrie, porosité,

Eh, m.o., CEC, arg., Ab

dm Vévénement, T T, Eh, Ab, m.o. Vvieillis., granulométrie, porosité, Eh, m.o., CEC, arg., Ab

Géotextile granulométrie, porosité, arg.m Vévénement, h(θ), T

Vévénement : vitesse d’infiltration à l’échelle de l’événementVvieillis. : courbe de répartition vélocimétrique de la vitesse d’infiltrationEh : potentiel redoxm.o. : teneur en matière organiquearg. : teneur en argileCEC : capacité d’échange de cationsT : températureAb : activité biologique

Tableau 5.1 : Identification des échelles spatio-temporelles pour lesquelles

les variations des paramètres peuvent être perceptibles


167

5.4.4 : Confrontation du modèle à l’observation : suivi

expérimental

La modélisation du fonctionnement du sol à l’échelle mégascopique et du vieillissement des

ouvrages que nous avons proposée, nécessite une validation par à un suivi expérimental in situ.

Celui-ci permettra de confirmer ou infirmer la prépondérance déjà établie de certains

paramètres.

Cela nécessite le prélèvement d’échantillons de sol. Ceux-ci doivent être suffisamment

nombreux pour permettre l’acquisition d’une quantité suffisante de données, sans pour autant

être trop fréquents afin de ne pas trop perturber le site.

Chacune des couches homogènes peut faire l’objet d’un suivi des masses de polluants piégés et

des paramètres mis en évidence. Quant à la répartition spatiale de ces prélèvements, ils doivent

être proches spatialement pour s’assurer d’un fonctionnement peu différent d’un carottage à

l’autre mais suffisamment éloignés pour qu’ils ne soient pas sous l’influence les uns des autres,

un mètre de distance entre chaque carottage nous parait convenable.

En effet, ces mesures sont généralement intrusives, c’est à dire qu’elles nécessitent un

échantillonnage du sol, ce qui perturbe et modifie à chaque prélèvement un peu plus le milieu

étudié.

Afin de pouvoir représenter l’évolution de chacune des couches, il parait nécessaire de les

scinder en fonction de la profondeur de manière à avoir plusieurs mailles par couches. Ces

mailles devront être d’autant plus fine que la couche de sol est active vis-à- vis de la rétention et

de la transformation des polluants dans le sol. L’épaisseur de ces couches dépendra bien sûr de

la granulométrie du sol. Nous proposons la discrétisation suivante :

- La couche colmatée : 6 mailles maximum

La couche colmatée, discrétisée en fonction de la granulométrie (tous les 5 centimètres au

minimum), permettrait de suivre l’évolution des masses de polluants et des paramètres

représentatifs du fonctionnement du sol. L’épaisseur de la couche colmatée excède rarement 20

à 30 cm, ce qui correspond à environ 6 mailles.

- La couche intermédiaire : 4 mailles

La couche intermédiaire ne devrait pas subir de très fortes variations de teneur en polluants ou

des paramètres qui la caractérisent. Il est proposé de la représenter par des mailles de 10 à 20

cm d’épaisseur jusqu’à l’éventuel géotextile. Si cette couche est trop importante, ou s’il n’y a


168

pas de géotextile, il sera possible de construire moins de mailles et de discrétiser le sol en

fonction de la granulométrie rencontrée, par exemple tous les 50 cm à partir de 50 cm ou d’un

mètre. Dans le cas d’un sol composé de gravier ou d’une granulométrie plus fine, 4 mailles,

d’environ 10 cm puis 2 mailles de 50 cm d’épaisseur ou bien, de manière plus générale, 2

mailles jusqu’au géotextile. Si le sol est composé de galets comme c’est le cas pour le bassin

d’infiltration du Charbonnier à Vénissieux, la granulométrie impose des mailles plus larges,

soit 2 mailles de 20 cm d’épaisseur puis deux autres jusqu’au géotextile ou de 50 cm

d’épaisseur selon la configuration de l’ouvrage. Ainsi, la couche intermédiaire sera représentée

par 4 mailles.

- Au niveau du géotextile : 1 maille

Il a souvent été constaté que la présence d’un géotextile favorisait la rétention des particules.

Ainsi, le géotextile joue le rôle d’un filtre mécanique. Une représentation des fines retenues à

cet endroit est donc nécessaire. La présence d’un forte concentration de polluants permettrait en

effet d’affirmer que la rétention de la pollution dans les couches supérieures n’est que partielle.

- Le sol sous-jacent : 2 mailles

Les faibles variations des paramètres et des teneurs en polluants du sol sous-jacent permettent

de ne construire qu’une ou deux mailles de 10 à 20 cm d’épaisseur sous l’ouvrage pour pouvoir

représenter une migration éventuelle à travers le géotextile.

En résumé, pour un bassin d’infiltration le nombre de mailles permettant de représenter le

fonctionnement du sol sous-jacent ne devrait pas excéder 13.

A l’échelle spatio-temporelle d’un ouvrage d’infiltration et de son vieillissement, le

fonctionnement du sol sous-jacent un bassin d’infiltration est supposé être caractérisé par les

mailles et les paramètres donnés par le tableau 5.2 :


169

Maillage descouches

Paramètres associés à chaquemaille

Paramètres associés ausol dans sa globalité

discrétisation couchetous les 5 cm colmatée Courbe de répartitionselon la granulométriquegranulométrie

Porosité,discrétisation pH, Courbe de répartition

vélocimétrique detous les 20 cm couche Teneur en matière organique l’infiltration

selon la intermédiaire Teneur en argile

granulométrie Régime thermique

géotextile Capacité d’échange de cations

discrétisation sol


tous les 50 cm sous-jacent

Tableau 5.2 : Discrétisation selon la profondeur des couches de sol en mailles et paramètres

associés.

Quelques précautions :

Nous avons préconisé deux mesures par an, à six mois d’intervalle, mais le prélèvement de sol

peut être différé dans le temps de quelques jours, par exemple lorsque le sol est saturé en eau et

qu’il rend le carottage difficile. Il est alors plus judicieux d’attendre le retour à des conditions

où les prélèvements sont plus aisés.

Nous avons choisi d’effectuer un suivi des paramètres et des masses de polluants sur une

carotte de sol suffisamment petite (quelques centimètres carrés) afin de ne pas trop perturber le

fonctionnement de l’ouvrage. Dans le même but, il sera conseillé de remettre à la place du

carottage le même type de sol que celui qui aura été prélevé afin de réduire l’ampleur d’un

écoulement préférentiel..


170

Ce qui peut perturber la mesure

Tout suivi expérimental fait l’objet d’un certain nombre d’aléas qu’il n’est pas possible de lister

de manière exhaustive. Nous ne parlerons pas ici des problèmes liés à la métrologie et à

l’instrumentation qui font l’objet de plusieurs ouvrages [Ademe, 1997], [Bertrand-Krajewski et

al., 1999]. Par contre, certaines situations peuvent fournir des mesures a priori aberrantes dans

le sens où elles correspondent à des fonctionnements « exceptionnels » des bassins

d’infiltration. C’est le cas notamment des réponses à des sollicitations accidentelles.

Par exemple, un déversement accidentel de produits complexants pourrait effectivement

modifier ponctuellement le fonctionnement du sol. Un lessivage brutal et massif des masses de

polluants précédemment retenues pourrait alors avoir lieu. La prise en compte de ce type

d’aléas est difficile car toutes les situations « accidentelles » ne sont pas forcément identifiées,

et lorsqu’elles sont plus ou moins pressenties, il est rare que l’on en connaisse vraiment

l’impact. Ainsi, nous ne ferons pas ici la liste des possibles perturbations métrologiques, mais

nous tenons tout de même à signaler l’importance qu’elles peuvent avoir sur l’analyse des

mesures.

Il est tout de même important de signaler la difficulté que pose le suivi métrologique d’un

ouvrage dont le rôle premier n’est pas de fournir des données expérimentales. Ainsi, les

modifications apportées à l’ouvrage au cours de son fonctionnement doivent être prises en

compte (évolution de l’ouvrage qui peut modifier sont fonctionnement). De même, un suivi à

long terme pose le problème de la conservation des données et de la surveillance du site.

5.4.5 : Limites du modèle

Le fonctionnement du sol, à l’échelle de l’ouvrage et de son vieillissement est caractérisé par

un certain nombre de paramètres dont l’acquisition n’est bien souvent possible que

ponctuellement par un prélèvement. La question de la représentativité de la mesure ponctuelle

d’un paramètre, censé représenter le fonctionnement du sol à l’échelle d’un bassin d’infiltration

reste posée et nécessiterait une réflexion plus approfondie.

Remarquons aussi que la mesure d’un indicateur de l’activité biologique a été préconisée, mais

que celui-ci reste à définir.

De même, l’acquisition de la courbe de répartition vélocimétrique qui permettrait de représenter

un aspect de la dynamique d’infiltration à l’échelle de l’ouvrage est elle aussi à construire.

Ce type de modèle ne permet pas de rendre compte des migrations rapides de polluants,

notamment de ceux qui sont sous forme dissoutes tels que les nitrates ou certains sels.


171

De même , la représentation de la transformation des substances par un paramètre associé à une

vitesse de disparition ou un temps de demi vie n’a aucun caractère prédictif quant à l’apparition

de sous-produits de dégradation.

Références bibliographiques nombre : 252

172

�� &RQFOXVLRQ

Nous avons pu émettre un certain nombre d’hypothèses sur le fonctionnement global du sol grâce aux

connaissances acquises aux différentes échelle d’espace et de temps. Ces hypothèses nous ont permis

de construire une représentation du sol (par les paramètres prépondérants et par les masses retenues)

en différentes couches de comportement homogène.

Il s’avère que ces couches ont une épaisseur d’autant plus faible que l’on se rapproche de la surface, à

l’exception de la couche au dessus d’un éventuel géotextile car celui-ci joue très souvent un rôle de

filtre.

Ceci s’explique par le fait que la surface du sol est la zone la plus active en termes de rétention et de

transformation des polluants. Les couches de surface étant donc les plus efficaces, elles nécessitent

une discrétisation spatiale beaucoup plus fine.

Quant au pas de temps, il a été déterminé à six mois car cela correspond ainsi à deux périodes de

l’année où le sol peut avoir un comportement différent (du point de vue de l’activité biologique

notamment).


173

Conclusion et perspectives

L’objectif de cette recherche est de fournir un cadre de représentation commun aux principales

disciplines concernées par l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial et les transferts de polluants

associés dans un sol urbain, soit : l’hydrologie, la chimie et la biologie.

Le sol urbain présente des spécificités de par sa structure et sa texture qui sont d’autant plus difficiles

à appréhender en milieu urbain, qu’il est le siège de remaniements et de remblaiements constants,

qu’il est le support des réseaux, des fondations des bâtiments et des ouvrages de génie civil. Cette

caractéristique lui confère une très forte hétérogénéité et un caractère complexe, qu’on a souvent du

mal à représenter et encore plus à prendre en compte. Cette hétérogénéité influence la quasi-totalité

des phénomènes élémentaires qui se déroulent dans le sol, notamment à travers la cinétique de

percolation qu’elle impose.

En milieu urbain, les ouvrages d’infiltration tels que les bassins reçoivent des débits et des volumes

importants chargés en une multitude de polluants à plus ou moins faibles concentrations.

Les champs scientifiques concernés par le transfert de polluants associés aux eaux de ruissellement

sont nombreux. Chacun d’entre eux possède ses propres approches et ses propres méthodologies, en

adéquation avec ses contraintes et ses objectifs. La pluridisciplinarité, bien qu’indispensable à l’étude

du sol, reste souvent peu pratiquée.

Pour progresser vers notre objectif, nous avons dressé un inventaire des polluants contenus dans les

eaux de ruissellement pluvial, de leur comportement et de leur impact. Nous avons aussi fait un bilan

des connaissances sur des phénomènes physiques, chimiques et biologiques, régissant leur transport,

leur rétention et leur transformation.

Les interactions entre les polluants et entre les processus sont si nombreuses qu’elles n’ont pas toutes

été mises en évidence ou fait l’objet de recherches si bien qu’actuellement la question de leur prise en

compte simultanée demeure partiellement sans réponse. Les connaissances et les représentations fines

du comportement du sol urbain ont pu être obtenues essentiellement grâce aux efforts fournis à

l’échelle de la colonne de laboratoire. Mais là aussi de nombreuses difficultés sont apparues.

La pertinence de l’échelle de la colonne de laboratoire n’est pas remise en cause puisque c’est grâce à

elle et à partir des expérimentations qui lui sont associées que nous avons extrait un certain nombre de

paramètres qui semblent jouer un rôle prépondérant dans le transfert des polluants dans le sol (pH,

CEC, Eh, teneurs en argile et en matière organique...).


174

L’expérimentation à cette échelle demeure nécessaire à l’acquisition de nouvelles connaissances des

processus mis en jeu lors de l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial et à leur hiérarchisation.

L’étude des processus et des interactions est toujours indispensable.

La principale requête que nous formulerons ici est d’acquérir un indicateur pertinent et pragmatique

de la cinétique de percolation que l’on puisse corréler notamment à la cinétique des réactions

chimiques et biologiques. Jusqu’à présent, cette « vitesse de percolation » était représentée, en

général, par la conductivité hydraulique, mais celle-ci s’est avérée être peu adaptée à la prise en

compte des aspects qualitatifs du transfert d’eau dans le sol.

Cependant, la transposabilité à grande échelle des modèles cognitifs construits pour un volume

élémentaire demandent généralement d’une telle quantité de données pour représenter l’hétérogénéité

du sol, qu’il est très souvent impossible de les alimenter et donc de s’en servir.

De plus, l’expérimentation en laboratoire, utilisée pour le calage de certains paramètres, ne peut

retranscrire que partiellement les conditions « naturelles » de sollicitations du sol urbain (en fréquence

et en composition), ce qui constitue une autre entrave à l’extrapolation in situ de ces modèles.

Il nous est alors apparu nécessaire d’avoir une approche intégrée à l’échelle d’un ouvrage

d’infiltration. Cette approche s’entend dans le sens où elle propose de considérer le comportement du

sol comme un processus global et non plus seulement comme la juxtaposition de phénomènes

élémentaires même lorsqu’ils prennent en compte certaines interactions.

Nous avons construit un modèle du comportement d’un sol soumis à l’infiltration des eaux de

ruissellement. Le sol est représenté par plusieurs couches de comportement homogène, chacune étant

associée aux paramètres prépondérants et contrôlent les masses de polluants retenus. La validation de

ce modèle passera par un suivi expérimental de ces masses et de ces paramètres. Ce suivi permettra

d’infirmer ou de confirmer la réelle prépondérance de ces paramètres à l’échelle mégascopique. Il

devra être affiné, afin d’être mis en place dans plusieurs sites et permettre une comparaison ultérieure

et un traitement des données recueillies.

L’approche pluridisciplinaire, intégrée et à grande échelle peut aussi permettre l’émergence de

nouveaux paramètres globaux qui peuvent s’avérer être plus accessibles à la mesure.

Les lacunes mises en évidence lors de notre synthèse sont d’ordre méthodologique (difficultés de la

pluridisciplinarité) mais aussi fondamental. De nombreux phénomènes étant encore mal connus, leur

prise en compte dans les cycles de l’eau et des éléments qu’elle contient en est alors rendu plus

difficile.


175

La prise en compte de l’hétérogénéité et de la complexité du sol demeure difficile et demande encore

un effort de recherche importante. Elle pourrait être intégrée à la construction d’un paramètre

représentatif de la vitesse d’infiltration à l’échelle d’un ouvrage.

L’effort doit aussi être soutenu en biologie, car on a mis en évidence son importance dans les

processus de dégradation et de transport des polluants. Il devient indispensable de construire des

indicateurs de la « biologie » des sols urbains qui soient facilement accessibles à la mesure et au suivi

expérimental et qui soient capables de nous informer du rôle qu’elle joue dans les transferts et les

transformations des polluants. Ces indicateurs devront pouvoir être pris en compte simultanément

avec les aspects hydrologiques et chimiques de l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial.

Le transfert des connaissances et des représentations d’une échelle à une autre est une préoccupation

commune à l’ensemble des disciplines scientifiques.

Il apparaît alors nécessaire de continuer la recherche aux échelles macroscopique et mégascopique

simultanément sans omettre de les confronter.

De même, il nous paraît indispensable de poursuivre une approche pluridisciplinaire malgré les

difficultés que cela représente, afin d’éviter ou de limiter une scission entre les différents champs

scientifiques mobilisés sur une même problématique. Pour y parvenir, il est nécessaire que chaque

discipline soit consciente de l’apport que constitue la mise en commun des connaissances, et que

chacune puisse en tirer un bénéfice à plus ou moins long terme. La fédération des différentes

disciplines peut être obtenues par la mise en place d’un groupe de travail ayant un projet commun.


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Annexes

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Annexes

Annexe 1 : Concentrations en divers polluants selon leur origine

Annexe 2 : Evolution de quelques propriétés physiques de l'eau en fonction de la température

Annexe 3 : Quelques caractèristiques de divers hydrocarbures

Annexe 4 : Evolution de la température du sol au cours d'une année

Annexe 5 : Comportement hysrique s'un sol

n° d'ordre 99 isal : 99 isal 116 année 1999 thÈse …hydrologie.org/the/martinelli.pdf ·...

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