THESE DE DOCTORAT

Spécialité : Géosciences et Ressources Naturelles Numéro 2007-16

Présentée par

Stephen RAZAFINDRATSIMA

POUR OBTENIR LE GRADE DE DOCTEUR DE L’UNIVERSITE PARIS VI

Approches couplées géophysique et hydrogéologique de la contamination des aquifères, application à une pollution aux solvants chlorés denses

Soutenue publiquement le 10 octobre 2007 devant le jury composé de : Rapporteur : Gerhard SCHÄFER, Professeur, ULP Strasbourg Rapporteur : Olivier KAUFMANN, Professeur, Faculté Polytechnique de Mons Examinateur : Olivier ATTEIA, Professeur, EGID Bordeaux Examinateur : Ghislain de MARSILY, Professeur Emérite, Paris 6 Examinatrice : Olga KERGARAVAT, Chef de projet, ADEME Directeurs de thèse : Hocine BENDJOUDI, Maître de Conférences HDR, Paris 6 Roger GUERIN, Professeur, Paris 6 Invités : Petra BAJEAT, Chef de projet, ADEME Pierre ANDRIEUX, Professeur Emérite, Paris 6

I II

A mon épouse Holi et à mon fils Timothé, « Ao anatin’ny mangidy no misy ny mamy » Proverbe malgache Traduction littérale : « C’est à l’intérieur de ce qui est amer qu’on trouve ce qui est

sucré »

III IV REMERCIEMENTS

Voici ma thèse qui se termine, elle n’aurait pas été la même s’il n’y avait pas eu des personnes ayant influencé son histoire. Que ces gens trouvent ici toute ma reconnaissance. Mon diplôme d’Ingénieur en Hydraulique en poche, j’étais entre deux choix très importants à Antananarivo en 2002, juste pendant la crise post-électorale qui a duré plus de six mois dans le pays. Comme l’appareil économique malgache était complètement bloqué, il était difficile de trouver un travail. J’ai donc fait une demande au DEA HHGG de l’Université Pierre et Marie Curie pour continuer mes études. Juste au moment où on m’a accepté pour un poste d’Ingénieur, j’ai eu également la réponse que ma candidature pour le DEA avait été retenue. Merci M. De Marsily et M. Bendjoudi pour m’avoir ouvert ce chemin qui est celui de la recherche. A la fin de mon DEA, j’étais comme tout autre étudiant, à la recherche d’une bourse de thèse. Le Professeur Pierre Andrieux avait aimablement accepté en ce temps là de monter un sujet pour moi et de faire partie de mes encadreurs. Ce fût au tout début une thèse sur l’application de nouvelles méthodes géophysiques, à l’hydrogéologie, à la géotechnique et à l’environnement à Antananarivo. Ce dossier avait été présenté dans différents organismes pour une demande de bourse de thèse. Merci à vous M. Andrieux pour l’humanité que vous m’avez témoigné et pour l’aide que vous m’avez apportée. Ayant été classé troisième pour une bourse BDI du CNRS, j’ai pu avoir en janvier 2004, d’abord une bourse pour une année grâce à l’appui de M. Guy Vasseur. Cette bourse a été renouvelée deux fois grâce au désistement de deux personnes. Que M. Vasseur soit remercié pour tout ce qu’il a pu faire pour moi. Merci également à tout le personnel du CNRS, et au CNRS même puisque sans ce financement, je n’aurai jamais pu faire une thèse. C’est ainsi que j’ai pu commencer ma thèse à l’UMR Sisyphe, merci M. Tabbagh pour m’avoir accueilli au sein de votre laboratoire en tant que thésard. Après une réunion entre différentes personnes du laboratoire, il a été décidé que la thèse à Madagascar serait abandonnée pour des raisons de faisabilité scientifiques et financières. Merci à toutes les personnes qui ont pris part à cette réunion et qui m’ont permis, sur les propositions de M. de Marsily d’aborder un nouveau sujet de thèse à partir du 12 février 2004. M. Vasseur disait en 2003 qu’une thèse est un apprentissage du métier de chercheur, j’ai pu effectivement apprendre à faire de la recherche : surmonter toute sorte de difficultés techniques, administratives, apprendre à valoriser ses résultats tout en ayant un esprit critique. Ce parcours est essentiel et n’a été possible sans mes co-directeurs de thèse : Hocine Bendjoudi et Roger Guérin. Merci de m’avoir appris la rigueur mais aussi pour tout ce que vous avez fait pour moi que ce soit matériellement ou humainement ; merci d’avoir cru en moi et de m’avoir permis, avec l’aide de M. de Marsily de trouver un autre financement pour terminer la thèse. Merci également à l’ADEME, qui a accepté de financer les 9 derniers mois de ma thèse. Merci à tout le personnel de cet organisme, tout spécialement à Mme Olga Kergaravat, à Mme Petra Bajeat et à Pierre Lartiguet. Merci M. Schäfer et M. Kaufmann d’avoir accepté de juger ce travail. Merci à M. Atteia et M. de Marsily d’avoir accepté d’être examinateurs. Merci à mes collègues de bureau : Ahmad Ghorbani (ainsi que sa femme Parisa) pour les discussions scientifiques ou personnelles en soirée qu’on a pu avoir ensemble, pour ses participations à mes acquisitions sur le terrain ou en laboratoire. Cyril Schamper pour les discussions « numériques » que nous avons eues en fin de thèses et pour m’avoir laissé utiliser sa bête (son ordinateur) pour mes longs calculs. Laurent Longueverne pour son ordinateur également que j’ai pu utiliser avec sa confiance absolue. Julien Thiesson pour nous avoir visité tant de fois même s’il était de l’autre côté du couloir. Jean Patrice Assi pour avoir veillé ensemble avec moi au labo à mi-thèse pour moi et en fin de thèse pour lui. Solenne Grellier qui m’a montré quelques rudiments de panneaux électriques en début de thèse. Cecilia Bobée pour les musiques classiques qu’elle écoutait dans notre bureau les samedis après-midi. Konstantinos Chalikakis pour la bonne humeur qu’il a pu nous apporter tant de fois sauf quand il était stressé en fin de thèse. Merci également à Marie Oussou. Je remercie également tous les techniciens et Ingénieurs du labo qui m’ont apporté leur aide durant ces trois ans et quelques mois : Jeanne Tabbagh, Jean Pierre Pencolé, Maya Sitruk, Sami Aloui. Merci aux stagiaires qui ont pu m’aider sur le terrain : Sophie Laurent, Laure Herbert, Elodie Chèze, Sylvie Leduc, Julien Pranville. Merci à tous les thésards avec qui j’ai pu avoir des discussions constructives ou qui sont allés sur le terrain avec moi : Christelle Courbet, Asal Sirhan, Samir Seladji, Simon Gascoin. Merci à Jean Marie Gouez pour ses coups de mains. Merci à toute ma famille : merci pour vos prières, elles ont été pour moi comme une armée qui m’a permis de surmonter toutes mes difficultés. Merci à mes parents, Dada et Mama : «Fa ny hazo no vanon-ko lakana, ny tany naniriany no tsara » (Si un arbre a pu servir pour la construction d’une pirogue, c’est qu’il a poussé dans de la bonne terre). Merci à mes frères et à leur famille : à Nicolas et Manitra avec mes neuveux Nathan et Lucas. Merci de m’avoir accueilli au sein de votre foyer quand je suis arrivé en . A Luc et Rondro avec mon neuveu Ambinitsoa. A mon petit frère Mickaël. Merci à ma belle famille : à Mama et Neny pour vos prières, à Patrick et Ildà et ma nièce Axelle, à Eugène et Hanitra et mes nièces Angella et Anaïs surtout pour avoir gardé Timothé, à Malala : « vous êtes de super-belles sœur ». Merci à mon fils Timothé, née au cours de cette thèse et qui m’a plusieurs fois réveillé au milieu de la nuit quand il avait moins de 3 mois à causes de ses coliques. Grâce à toi, j’ai bien avancé dans ma rédaction pendant ces moments là puisqu’il était difficile de se rendormir. Tu nous apportes tous les jours de la joie. Merci à ma petite femme devenue compagne pour la vie au milieu de cette thèse. Merci pour les sacrifices que vous avez fait, vous deux, vous êtes ceux qui me sont les plus chers. Enfin, en dernier mais le plus grand de mes remerciements à Celui qui voit tout, qui dirige tout, qui fait toutes choses pour le bien de ceux qui l’aiment, à Lui seul appartiennent la gloire, la puissance aux siècles de siècles.

II RESUME Les problèmes de pollution par les solvants chlorés sont courants de nos jours, nombreuses sont les contributions scientifiques traitant du sujet, que ce soit avec des recherches en laboratoire ou des recherches sur des sites réels. Pour cette thèse, nous sommes en présence d’un site orphelin pollué entre autres par les solvants chlorés. La pollution ayant été enfouie et infiltrée dans une ancienne carrière, les premières indices de pollution sont apparues en aval de l’écoulement souterrain une quinzaine d’années après les premières injections. Une grande incertitude existe sur la nature réelle et la quantité exacte de produits injectés. Pour l’étude de cette pollution, nous présentons une approche pluridisciplinaire géophysique et hydrogéologique. Après une revue de la littérature portant sur les travaux effectués sur le site, nous avons complété les campagnes d’analyses déjà existantes par des analyses physico- chimiques sur le terrain. Cette approche nous a renseigné sur les conditions d’oxydoréduction très réductrices dans la vallée alluviale où nous avons travaillé. Ensuite nous avons utilisé des méthodes d’investigation géophysiques, d’abord pour délimiter le panache de polluant mais également pour identifier une activité biologique intense sur le site. Ces informations physico-chimiques et géophysiques ont alors été intégrées dans des modèles hydrogéologiques. La première modélisation hydrogéologique sur PMWIN Pro est monophasique en utilisant Modflow 2000 pour l’écoulement, les modules MT3D99 et RT3Dv2.5 pour le devenir de la pollution. Elle s’est concentrée sur le panache développé en aval de l’infiltration de polluant. Nous avons émis l’hypothèse que la plus grosse partie du polluant injecté était du tétrachloroéthylène (PCE). Après avoir calé les cinétiques de dégradation avec le débit PCE injecté et la position des puits d’injection, nous avons simulé l’influence des futurs drains qui auront pour but de réduire l’impact de la pollution (odeurs). Il s’est trouvé que la présence des drains augmente les concentrations observées en certains endroits et les diminue en d’autres. Ensuite nous avons utilisé un logiciel développé par l’Université de Texas Austin, UTCHEM pour une modélisation multiphasique, nous avons étudié la formation de la zone d’imprégnation, l’étalement du produit en fonction de la topographie du substratum ainsi que l’écoulement. Nous avons également montré que si on a du PCE comme produit injecté, la migration verticale de ce produit est indépendante des valeurs de tensions superficielles entre la phase aqueuse et la phase huile que l’on adopte dans le modèle. Au point de vue méthodologique, la considération d’informations obtenues avec des mesures sur terrain (paramètres physico-chimiques et géophysiques) permet de confirmer les résultats obtenus avec une modélisation classique monophasique. Une modélisation avec un outil plus complet et multiphasique est cependant nécessaire pour comprendre le devenir des solvants chlorés infiltrés dans le sol.

III ABSTRACT

Chlorinated solvent pollution is widespread nowadays. There have been many scientific contributions on the effects of these pollutants; laboratory studies and also field research. In this PhD thesis, we study a site polluted by chlorinated solvents. The pollutants were buried and infiltrated into a former quarry. The first signs of pollution appeared downstream from the groundwater flow fifteen years after the beginning of the solvent disposal. There is a great deal of uncertainty as to the nature and the quantity of products infiltrated into the quarry. For this study, we present a multidisciplinary geophysical and hydrogeological approach. First we began with a compilation of historical data of the site, after that we completed the data on the site with a physico-chemical analysis, which informed us that there is a significant reductive redox condition in the valley where we performed the study. Then we conducted some geophysical investigations, first to delimit the pollutant plume but also to know where we can detect biological activity in the site and what their importance is. These physico-chemical and geophysical information were used for two hydrogeological modelings. The first is a single phase modeling, that means all of the contaminants are dissolved in the aqueous phase. For this purpose, we used Modflow 2000 for the groundwater flow, MT3D99 and RT3D v2.5 for the pollution outcome study (all three modules belong to PMWIN Pro). This modeling was performed in the plume developed downstream. A hypothesis was made that the major part of the pollutant which had been infiltrated was tetrachloroethylene (PCE). So we determined the pollutants’ first order degradation rates with the estimated quantity of PCE injected. We also simulated the presence of drains in the valley and the removal of polluted water: these features are going to be installed in the valley to reduce the impact of the pollution (smells). We demonstrated that the presence of drains raise the pollutant levels in some places and reduce them in others. The second modeling is multiphase: for this purpose, we used software developed by the Center for Petroleum and Geosystems Engineering at the University of Texas-Austin called UTCHEM. We then studied the formation of the pollutant source zone, the distribution of the product according to the substratum topography and the presence of the groundwater flow. We also demonstrated that the value of the water-oil interfacial tension does not affect the migration of PCE. From the methodological point of view, we can say that the consideration of field information (physico-chemical and geophysical data) allowed us to confirm the classical single-phase hydrogeological modeling results. Nevertheless, more complicated modeling, i.e. multiphase is necessary to really understand the fate of chlorinated solvents infiltrated in the ground.

IV LISTE DES SYMBOLES A : concentration en accepteur d’électron dans la phase aqueuse [kg.m-3] A : concentration en accepteur d’électron attaché à la biomasse [kg.m-3] b : coefficient de décroissance endogène (pour les bactéries) [j-1] B : induction magnétique (Wb/m2) 3 BdB : masse de l’unité de volume du milieu poreux (kg/m ) c : dépendance fréquentielle (modèle Cole-Cole) C : concentration (g/m3 ou normalisée) C* : concentration adsorbée par unité de masse de solide de l’aquifère (g/m3 ou normalisée) -3 CC : concentration de la phase aqueuse du cométabolite [kg.m ]

Cihb : concentration en substrat inhibant d : densité dp : diamètre des grains à p pourcentage D : le vecteur courant de déplacement 2 DL et DT : coefficients de dispersion longitudinale et transversale (m /s) 2 Dx, Dy et Dz : coefficients de dispersion hydrodynamique (m /s) E : champ électrique (V/m) E : masse d’accepteur d’électron consommé par unité de masse de substrat biodégradé foc : fraction en carbone organique du sol H : champ magnétique (A/m) I : constante d’inhibition k : nombre d’onde ou perméabilité intrinsèque (mD) krl : perméabilité relative à la phase l (mD) K : perméabilité (m/s) -3 KA : coefficient de demi-saturation de l’accepteur d’électron [kg.m ] -1 Kabio : dégradation du premier ordre pour les réactions abiotiques [j ] -3 -1 kC : taux de biodégradation cométabolique maximale spécifique [kg.m .j ] -3 KC :constante de demi-saturation du cométabolite [kg.m ] 3 -1 Kd : coefficient de distribution [m kg ] -3 KN : coefficient de demi-saturation du nutriment limitant [kg.m ]

Koc : coefficient de partitionnement

Kv : perméabilité verticale

Kh : perméabilité horizontale

V -3 KR : constante de demi-saturation de NAD(P)H [kg.m ] -3 KS : coefficient de demi-saturation du substrat [kg.m ] m : chargeabilité du milieu

mc : masse de cellules bactériennes à l’intérieur d’une microcolonie [kg] M : moment magnétique du dipôle d’émission (A.m2) M : coefficient de transfert de masse [m.j-1] N : concentration en nutriments limitant [kg.m-3] p : profondeur de pénétration ou de peau en domaine fréquentiel 3 qc : densité de charge électrique (C/m ) R : puissance de réduction (concentration en NAD(P)H à l’intérieur des cellules ou masse de NAD(P)H par masse de biomasse) Re : nombre de Reynolds R(z) : fonction de réponse de l’appareil EM 31 S : coefficient d’emmagasinement ou saturation S : concentration en substrat dans la phase aqueuse [kg.m-3] S : concentration du substrat attaché à la biomasse [kg.m-3] Sh : nombre de Sherwood t : le temps [j] T : transmissivité

TC : masse de cellules désactivée par la masse de cométabolite biodégradée (capacité de transformation) (kg) Ts : tension superficielle (N/m) 3 Vc : volume d’une microcolonie [m ]

VP : vitesse des ondes P (m/s) Vs : vitesse des ondes S (m/s)

vx, vy et vz : trois composantes du vecteur vitesse de pore X : concentration en biomasse dans la phase aqueuse [kg.m-3] X : concentration en biomasse attachée (masse de cellule bactérienne attachée par volume de phase aqueuse) [kg.m-3] Y : rapport des masses (masse de cellules produites par masse de substrat biodégradée) z : profondeur (m)

β : surface totale pour une microcolonie [m2]

VI ε : permittivité diélectrique (F/m)

-12 ε0 =8,854.10 F/m : permittivité diélectrique du vide φ : phase de la résistivité ou de la conductivité complexe

θ : porosité

θt : porosité totale

θe : porosité efficace

θn : nombre adimensionnel pour le calcul du nombre de Sherwood κ : constante diélectrique η : viscosité absolue (Pa.s) ν : coefficient de Poisson ρ : résistivité électrique (Ω.m)

ρw : résistivité électrique de l’eau (Ω.m)

ρf : résistivité électrique de la formation (Ω.m)

ρt : résistivité électrique à la température t (Ω.m)

-3 ρ X : masse de cellules bactériennes par unité de volume de biomasse [kg.m ] σ : conductivité électrique (S/m)

σel : conductivité électrolytique (S/m)

σ fluide : conductivité du fluide (S/m)

σ surface : conductivité de surface de l’argile (S/m) χ : susceptibilité magnétique volumique du milieu τ : constante de temps (modèle Cole-Cole) μ : perméabilité magnétique du milieu ou module de cisaillement (Pa)

−7 μ0 : perméabilité magnétique du vide ( 4.10π H/m)

μmax : taux d’accroissement maximal spécifique pour le substrat, l’accepteur d’électron et la bactérie [j-1] -1 μmax,S : taux de multiplication maximale spécifique sur le substrat de croissance [j ] ω : pulsation (2πf) indices κ : composante l : numéro de la phase pour l’écoulement multiphasique (1 : eau, 2 : solvant chloré, 3 : gaz) a : aqueux/aqueuse

VII VIII LISTE DES ABBREVIATIONS ADEME : Agence De l’Environnement et de la Maîtrise de l’Energie AOX : « Adsorbable Organic Halogene » ou Organo halogéné adsorbable BTEX : Benzène Toluène Ethylbenzène Xylène COT : Carbone Organique Total DAE : Derniers Accepteurs d’Electron

DBO5 : Demande Biologique en Oxygène sur 5 jours DCO : Demande Chimique en Oxygène DNAPL : Dense Non-Aqueous Phase Liquid E : Est FDEM : « Frequencial Domain ElectroMagnetic» GHz : Gigahertz GPR : Ground Penetrating Radar HAV : Hydrocarbure Aromatique Volatil HCP : « Horizontal coplanar », les plans des bobines d’émission et de réception sont Verticaux HMOC : « Hybrid Method of Characteristics » ITVD : “Improved Total Variation Diminishing” kHz : kilohertz LNAPL : Light Non-Aqueous Phase Liquid MACAOH : Modélisation, Atténuation et Caractérisation dans les Aquifères des composés Organo-Halogénés MES : Matières en suspension MF : « Metal factor » MHz : Mégahertz MIKSS : “Mixed Instantaneous and Kinetics Superposition Sequence” MOC : “Method of Characteristics” MMOC : “Modified Method of Characteristics” N : Nord NAD(P)H : Nicotinamide Adénine Dinucléotide Phosphate NAPL : Non-Aqueous Phase Liquid NTK : Azote Total calculé avec la méthode de Kjeldahl O : Ouest

IX OHV : Organo Halogéné Volatil PCE : Perchloroéthylène ou Tétrachloroéthylène PEHD : Polyéthylène Haute Densité PFE : « Percent Frequency Effect » PP : Polarisation Provoquée PPS : Polarisation Provoquée Spectrale PS : Polarisation Spontanée PVC : Polychlorure de vinyl RD : Route Départementale S : Sud SEAR : « Surfactant Enhanced Aquifer Remediation » STAM : Station deTraitement Active Modulable STEP : Station de Traitement passive des Eaux Polluées SIMUSCOPP : SIMUlation des Sites COntaminés par les Produits Pétroliers TDEM : « Time Domain ElectroMagnetic» TVD : “Total Variation Diminishing” UV : Ultra Violet VCP : « Vertical Coplanar », les plans des bobines d’émission et de réception sont horizontaux

X SOMMAIRE REMERCIEMENTS ...... I RESUME...... III ABSTRACT...... IV LISTE DES SYMBOLES ...... V LISTE DES ABBREVIATIONS ...... IX SOMMAIRE ...... 1 INTRODUCTION GENERALE...... 11 CHAPITRE I : LE SITE DE NERY SAINTINES...... 17 I.A. Historique...... 17 I.B. Contexte ...... 19 I.B.1. Situation générale...... 19 I.B.2. Géologie...... 20 I.B.2.a. Au niveau régional...... 20 I.B.2.b. Au niveau du site ...... 22 I.B.3. Paléogéographie et tectonique ...... 24 I.B.4. Pédologie...... 25 I.B.4.a. Le plateau du Lutétien ...... 25 I.B.4.b. Les fonds de vallées...... 25 I.B.4.c. Le plateau du Bartonien...... 25 I.B.5. Hydrologie ...... 26 I.B.5.a. Cours d’eau...... 26 I.B.5.a.1. L’Automne ...... 28 I.B.5.a.2. La Sainte Marie ...... 29 I.B.5.b. Climatologie et pluviométrie ...... 30 I.B.6. Hydrogéologie...... 30 I.B.6.a. Au niveau régional...... 30 I.B.6.a.1. Nappe de la craie (Sénonien)...... 31 I.B.6.a.2. Nappe des sables de Bracheux (Thanétien)...... 33 I.B.6.a.3. Nappe des sables du Cuisien (Yprésien supérieur) ...... 33 I.B.6.a.4. Nappe des calcaires grossiers (Lutétien) ...... 33 I.B.6.a.5. Nappe des sables de Beauchamp (Bartonien inférieur)...... 34 I.B.6.a.6. Nappe des calcaires de Saint-Ouen (Bartonien Moyen)...... 35 I.B.6.a.7. Nappe des sables de Fontainebleau (Stampien supérieur) ...... 35 I.B.6.a.8. Nappe des alluvions et de la tourbe...... 35 I.B.6.a.9. Récapitulatif ...... 36 I.B.6.b. Au niveau du site ...... 36 I.C. Caractéristiques de la contamination, estimation de la masse de polluant encore présente, stabilité de la contamination, gestion du site et incidence sur la contamination...... 39 I.C.1. Récapitulatif des résultats des différentes études réalisées sur le site ...... 39 I.C.1.a. Identification des espèces organiques volatiles ...... 39 I.C.1.b. Cheminement des contaminants sous la carrière...... 40 I.C.1.c. Traitement biologique des eaux polluées avec oxydation à l’ozone...... 42 I.C.1.d. Tranchée drainante en PEHD (Polyéthylène Haute Densité)...... 43 I.C.1.e. Localisation et détermination des déchets dans la carrière, effets sur la zone non saturée...... 44 I.C.1.f. Impact sur la faune et la flore...... 49 I.C.1.g. Complément de diagnostic, modélisation du devenir des polluants et dimensionnement d’un dispositif de dépollution...... 50

1 I.C.1.h. Etude de la possibilité de pollution de la nappe de la craie...... 54 I.C.1.i. Caractéristiques géographiques, physiques et chimiques des eaux d’émergences 55 I.C.2. Recommandation des experts et évolutions de la gestion du site ...... 55 I.C.2.a. Réseau de drains superficiels...... 56 I.C.2.b. Traitement des eaux collectées...... 60 I.D. Analyse des polluants et caractérisation de la pollution ...... 63 I.D.1. Paramètres et polluants analysés ...... 65 I.D.2. Répartition temporelle et spatiale des polluants ...... 65 I.E. Analyses complémentaires (S. Razafindratsima) : résultats hydro-physico-chimiques.... 68 I.E.1. Mesure du pH et de l’alcalinité ...... 74 I.E.1.a. Matériels et méthodes ...... 74 I.E.1.b. Résultats et interprétations...... 75 I.E.2. Mesure de Eh...... 77 I.E.2.a. Matériels et méthodes ...... 77 I.E.2.b. Résultats et interprétations...... 77 I.E.3. Mesure de la quantité de chlorures...... 79 I.E.3.a. Matériels et méthodes ...... 80 I.E.3.b. Résultats et interprétations...... 80 I.E.4. Oxygène dissous...... 83 I.E.4.a. Matériels et méthodes ...... 83 I.E.4.b. Résultats et interprétations...... 83 I.E.5. Analyse du fer ...... 85 I.E.5.a. Objectif...... 85 I.E.5.b. Analyse du fer total...... 85 I.E.5.b.1. Matériels et méthodes...... 85 I.E.5.b.2. Résultats ...... 85 I.E.5.c. Analyse du fer ferreux dissous (Fe2+) ...... 86 I.E.5.c.1. Matériels et méthodes...... 86 I.E.5.c.2. Résultats...... 87 I.E.5.d. Interprétations ...... 87 I.E.6. Anions et cations...... 88 I.E.6.a. Utilité ...... 88 I.E.6.b. Matériels et méthodes ...... 88 I.E.6.c. Résultats...... 89 I.E.6.c.1. Anions...... 89 I.E.6.c.2. Cations ...... 90 I.E.6.d. Balance ionique et discussions ...... 90 I.F. Conclusions sur l’état de connaissance de Néry-Saintines et sur l’état d’oxydoréduction de la vallée alluviale de l’Automne...... 93 CHAPITRE II : GEOPHYSIQUE APPLIQUEE A L’ETUDE DES SITES POLLUES AUX HYDROCARBURES...... 97 II.A. Propriétés physiques adaptées à l’étude de sites pollués aux hydrocarbures ...... 97 II.A.1. Conductivité (ou résistivité) électrique « simple » ou complexe ...... 97 II.A.2. Chargeabilité ...... 100 II.A.3. Permittivité diélectrique ...... 102 II.A.4. Potentiel spontané...... 105 II.A.5. Vitesses acoustiques...... 107 II.A.6. Propriétés physiques de quelques matériaux et état de l’art de l’utilisation de ces propriétés pour l’étude de sites pollués aux hydrocarbures...... 108 II.A.6.a. Hydrocarbures en dégradation ...... 108

2 II.A.6.b. Tourbe ...... 116 II.A.6.c. Matériaux argileux ...... 116 II.A.6.d. Eau ...... 118 II.B. Méthodes et techniques géophysiques utilisables pour l’étude des sites pollués aux hydrocarbures...... 118 II.B.1. Méthodes électriques « classiques »...... 119 II.B.2. Polarisation provoquée (PP) ...... 123 II.B.2.a. Matériels et échantillonage...... 123 II.B.2.b. Modèles d’interprétation ...... 125 II.B.3. Polarisation spontanée (PS)...... 127 II.B.3.a. Mise en œuvre de la technique PS...... 127 II.B.3.b. Interprétations des résultats PS ...... 127 II.B.4. Méthodes électromagnétiques basse fréquence (EM BF) ...... 128 II.B.4.a. Principes généraux de l’EM BF ...... 128 II.B.4.b. Avantages et inconvénients de l’EM BF pour l’étude des sites pollués aux hydrocarbures ...... 130 II.B.4.c. Classification des méthodes EM et de leurs caractéristiques ...... 130 II.B.4.d. Sondage TDEM avec le TEMFAST 48 ...... 134 II.B.4.e. Mesure FDEM « slingram » avec l’EM 31 ...... 136 II.B.5. Méthodes électromagnétiques hautes fréquences (EM HF)...... 141 II.B.6. Méthodes sismiques...... 142 II.C. Acquisitions géophysiques et résultats ...... 142 II.C.1. Panneaux électriques ...... 143 II.C.1.a. Emplacement des profils ...... 143 II.C.1.b. Analyses des résultats...... 144 II.C.2. Cartographie EM 31 ...... 148 II.C.3. Sondages TEMFAST 48...... 149 II.C.4. Polarisation provoquée ...... 152 II.C.5. Interprétation des données géophysiques ...... 159 II.D. Conclusion sur la géophysique appliquée à l’étude des sites polluées aux hydrocarbures et les résultats de prospections ...... 166 CHAPITRE III : MODELISATION HYDROGEOLOGIQUE...... 171 III.A. Problématiques des sites contaminés aux solvants chlorés et modélisation...... 171 III.A.1. Pourquoi utiliser Modflow, MT3D99, RT3D et UTCHEM ?...... 171 III.A.2. Expressions mathématiques utilisés dans PMWIN Pro et UTCHEM ...... 176 III.A.2.a. Transport en milieu saturé, transformation et retard, biodégradation des solvants chlorés...... 177 III.A.2.b. Ecoulement et transport en milieu non saturé, Ecoulement multiphasique, Dissolution de la matière organique et transfert de masse en équilibre non local...... 185 III.A.3. Conclusion sur les fonctionnalités utilisables dans PMWIN Pro et dans UTCHEM ...... 190 III.B. Etudes de sensibilité ...... 191 III.B.1. Démarche utilisée...... 191 III.B.2. Influence du schéma numérique et de la dispersivité...... 192 III.B.2.a. Dispersivités longitudinale et transversale égales à 25 m...... 197 III.B.2.b. Dispersivités longitudinale et transversales égales respectivement à 25 et 2,5 m ...... 202 III.B.2.c. Dispersivités longitudinale et transversale égales respectivement à 100 et 10 m ...... 205 III.B.2.d. Conclusion sur le schéma numérique et les dispersivités ...... 208

3 III.B.3. Influence de la taille du maillage ...... 208 III.B.4. Conclusion sur les solutions numériques et le maillage à utiliser...... 211 III.C. Modélisation de l’écoulement, du transport, de la biodégradation des solvants chlorés ...... 212 III.C.1. Quantification de l’atténuation du panache de composés dissous sans considérer la zone source – utilisation de PMWIN Pro ...... 213 III.C.1.a. Les paramètres d’écoulement et de biodégradation ...... 213 III.C.1.b. Transport et dégradation des solvants chlorés, bilan de masse...... 218 III.C.1.b.1. Résumé de la démarche adoptée...... 218 III.C.1.b.2. Calage de la forme du panache, du lieu d’injection de polluant, des dispersivités avec MT3D99...... 222 III.C.1.b.3. Calage de la porosité avec le temps d’arrivée historique des polluants dans la vallée de l’Automne avec MT3D99 ...... 224 III.C.1.b.4. Calage des coefficients de dégradation du premier ordre des solvants chlorés par comparaison des simulations entre MT3D99 et RT3D puis par comparaisons des concentrations en chlorures mesurées et observées...... 235 III.C.1.b.5. Bilan de masse sur la dégradation des polluants dans la vallée et réflexion sur la non observation de ceux-ci dans la rivière l’Automne...... 244 III.C.1.c. Influence du rabattement de la nappe par les drains ...... 246 III.C.1.d. Conclusion sur la modélisation monophasique avec PMWIN Pro...... 261 III.C.2. Ecoulement multiphasique – Reconstitution de la zone source en milieu non saturé et saturé – Influence de la topographie du substratum – Influence de l’écoulement – Influence des tensions superficielles - dissolution de la phase organique - Utilisation de UTCHEM...... 263 III.C.2.a. Paramètres du modèle ...... 264 III.C.2.b. Influence de la topographie du substratum ...... 271 III.C.2.b.1. Dôme argileux sous la carrière ...... 271 III.C.2.b.2. Pente inverse...... 276 III.C.2.c. Influence de l’écoulement...... 279 III.C.2.d. Influence de la tension superficielle entre l’eau et le PCE ...... 282 III.C.2.e. Formation de la zone source ...... 283 III.C.2.f. Conclusion sur la modélisation multiphasique avec UTCHEM...... 284 CONCLUSION GENERALE ...... 286 BIBLIOGRAPHIE ...... 292 ANNEXE 1 LES METHODES DE RESOLUTIONS NUMERIQUES UTILISEES...... 302 A.1.a. Upwind Finite Difference Central-in-space...... 302 A.1.b. Upwind Finite Difference Upstream ...... 302 A.1.c. Method of Characteristics (MOC) (Garder et al., 1964)...... 302 A.1.d. Modified Method of Characteristics (MMOC) (Russell et Wheeler, 1983)...... 303 A.1.e. Hydrid Method of Characteristics (Neuman, 1984) ...... 304 A.1.f. Total Variation Diminishing (TVD) 3rd order...... 304 A.1.g. ITVD with flux limiter and 2nd order in time ...... 305 GLOSSAIRE...... 306

Liste des figures Figure I. 1 : Carte et coupe géologiques (Hénot, 1977) ...... 21 Figure I. 2 : Cote du substratum argileux...... 23 Figure I. 3 : Mur des limons dans la zone alluviale ...... 24

4 Figure I. 4 : Bassin versant de l’Automne (Henot, 1977) ...... 27 Figure I. 5 : Hydrogramme journalier de l’Automne à la station de Vauciennes (1994)...... 28 Figure I. 6 : Hydrogramme journalier de l’Automne à la station de Saintines (1994)...... 29 Figure I.7 : Coupe hydrogéologique ...... 32 Figure I. 8 : Cartographie du toît des tourbes (zone alluviale)...... 38 Figure I. 9 : Emplacement d’une partie des émergences (zone alluviale)...... 38 Figure I. 10 : Carte des linéaments dans la carrière ...... 41 Figure I. 11 : Carte piézométrique au 24 juillet 1996 ...... 42 Figure I. 12 : Zonation de la carrière...... 45 Figure I. 13 : Carte de résistivité par traîné électrique dans la carrière...... 46 Figure I. 14 : Carte de conductivité électrique apparente dans la carrière (EM 31) ...... 47 Figure I. 15 : Carte d’anomalies magnétiques dans la carrière ...... 47 Figure I. 16 : Evolution de la masse de polluant pour une hypothèse de stock de 1000 t pour différents scénarios de pompage (pompage à 40 m3/h, optimisé ou non)...... 52 Figure I. 17 : Evolution de la masse de polluant pour une hypothèse de stock de 3000 t pour différents scénarios de pompage (pompage à 40 m3/h, optimisé ou non)...... 53 Figure I. 18 : Emplacement des sondages géotechniques ...... 58 Figure I. 19 : Schéma de traitement des eaux polluées ...... 61 Figure I. 20 : Système de drainage correspondant à la STAM ...... 62 Figure I. 21 : Réseau de surveillance (a) ensemble du réseau de surveillance (b) zoom sur la zone alluviale...... 64 Figure I. 22 : Analyses de chlorures sur le réseau de surveillance...... 66 Figure I. 23 : Analyse de COT sur le réseau de surveillance...... 66 Figure I. 24 : Somme des concentrations des composés organiques volatiles sur le réseau de surveillance...... 67 Figure I. 25 : Carte topographique au niveau de la zone alluviale...... 69 Figure I. 26 : Emplacement des seize tubes et des neuf piézomètres de mesures...... 72 Figure I. 27 : Carte piézométrique au 21 juin 2005 ...... 73 Figure I. 28 : Carte de la température au 21 juin 2005...... 73 Figure I. 29 : Régression linéaire sur la fonction de GRAN et détermination du volume équivalent ajouté Vpoint équivalent (cas du piézomètre Pz11) ...... 75 Figure I. 30 : Cartographie du pH ...... 76 Figure I. 31 : Cartographie de l’alcalinité (mg/l) ...... 76 Figure I. 32 : Potentiel redox (2005)...... 79 Figure I. 33 : Comparaison des concentrations en chlorures analysées au DIONEX et obtenues par dosage au nitrate d’argent ...... 81 Figure I. 34 : Cartographie des chlorures (mg/l) (2005) ...... 82 Figure I. 35 : Oxygène dissous mesuré dans les tubes (mg/l) (a) positionnement des tubes de la zone alluviale sur les coupes A-A’ et B-B’, (b) emplacement des tubes au sol et concentrations en oxygène dissous (mg/l) ...... 84 Figure I. 36 : superposition des conditions d’atténuation naturelle ...... 94

Figure II. 1 : La zone d’ombre (shadow zone), coïncidant avec la zone contaminée au LNAPL et la surface libre (WT : water table) observées pour un temps d’acquisition total de 400 ns et une féquence de mesure de 100 MHz (Sauck et al., 1998) ...... 105 Figure II. 2 : Spectres de résultats PP en zone saturée contaminée pour une gamme de fréquence de 0.1 à 1000 Hz : (a) parite réelle de la conductivité (b) partie imaginaire de la conductivité (c) phase de la conductivité. Les symboles remplis de couleur noire représentent les lieux non contaminés, ceux en blanc représentent les phases résiduelle et dissoute de la contamination (Aal et al., 2006)...... 112

5 Figure II. 3 : Spectres de résultats PP en zone non saturée contaminée pour une gamme de fréquence de 0.1 à 1000 Hz : (a) parite réelle de la conductivité (b) partie imaginaire de la conductivité (c) phase de la conductivité. Les symboles remplis de couleur noire représentent les lieux non contaminés, ceux en blanc représentent les phases résiduelle et dissoute de la contamination (Aal et al., 2006)...... 113 Figure II. 4 : Double couche électrique : (a) la surface solide chargée négativement, (b) la couche de Stern et (c) la couche diffuse (redessiné à partir de Gueguen et Palciauskas, 1992) ...... 117 Figure II. 5 : Calibration du porte-échantillon avec de l’eau de robinet ...... 125 Figure II. 6 : Champ magnétique créé par un dipôle magnétique dans un milieu (Descloitres, 1998)...... 131 Figure II. 7 : Mesure de la différence de potentiel transitoire (d’après McNeill, 1990 et Descloitres, 1998)...... 135 Figure II. 8 : Correction de la conductivité électrique mesurée avec l’EM 31 (McNeill, 1980) ...... 138 Figure II. 9 : Représentation de la fonction de réponse R(z) de l’EM 31 (McNeill, 1980) ... 139 Figure II. 10 : Exemple de calcul effectué par l’EM 31 pour donner la conductivité équivalente (McNeill, 1980) ...... 140 Figure II. 11 : Emplacement des panneaux électriques (zone alluviale)...... 143 Figure II. 12 : Section de résistivités interprétées du panneau 1 en combinant les données obtenus avec les dispoisitifs dipôle-dipôle et Wenner-Schlumberger ...... 145 Figure II. 13 : Section de résistivités interprétées du panneau 2 en combinant les données obtenus avec les dispoisitifs dipôle-dipôle et Wenner-Schlumberger ...... 146 Figure II. 14 : Section de résistivités interprétées du panneau 3...... 146 Figure II. 15 : Section de résistivités interprétées du panneau 4...... 147 Figure II. 16 : Sections de résistivités interprétées du panneau 5 en combinant les données obtenus avec les dispoisitifs dipôle-dipôle et gradient...... 147 Figure II. 17 : Sections de résistivités interprétées du panneau 6 en combinant les données obtenus avec les dispoisitifs dipôle-dipôle et gradient...... 148 Figure II. 18 : Carte de conductivité électrique apparente obtenue avec l’appareil EM 31 avec le contexte des mesures...... 149 Figure II. 19 : Emplacement des sondages et du profil TDEM...... 150 Figure II. 20 : Inversion des données TDEM pour les cinq sondages ...... 151 Figure II. 21 : Profil TDEM à Néry-Saintines ...... 152 Figure II. 22 : Positionnement des points de prélèvement d’échantillon pour les mesures PP spectrale...... 153 Figure II. 23 : Spectres (a) d’amplitude et (b) de phase de la résistivité avec les échantillons prélevés sur la zone alluviale ...... 154 Figure II. 24 : La phase (mrad) à la fréquence de 2,92 Hz pour chaque prélèvement ...... 156 Figure II. 25 : La partie imaginaire de la résistivité (Ωm) pour chaque prélèvement à la fréquence de 2,92 Hz...... 156 Figure II. 26 : La phase (mrad) à la fréquence de 12 kHz pour chaque prélèvement ...... 157 Figure II. 27 : La partie imaginaire de la résistivité (Ωm) pour chaque prélèvement à la fréquence de 12 kHz...... 157 Figure II. 28 : Panache de polluant sur le panneau 1 ...... 159 Figure II. 29 : Panache de polluant sur le panneau 2 ...... 160 Figure II. 30 : Panache de polluant sur le panneau 3 ...... 160 Figure II. 31 : Interprétation du Panneau 5 ...... 161 Figure II. 32 : Interprétation du Panneau 6 ...... 162 Figure II. 33 : Panache de polluant interprété sur la carte EM 31...... 164

6 Figure II. 34 : Localisation du centre et des limites du panache avec un exemple de coïncidence entre la chimie et la géophysique...... 168

Figure III. 1 : Piézométrie obtenue sur PMWIN Pro et emplacement des puits d’observations ...... 195 Figure III. 2 : Piézométrie sur UTCHEM et emplacement des puits d’observations...... 196 Figure III. 3 : Comparaisons de toutes les options offertes par PMWIN Pro avec la solution analytique 2D : au puits F5 (b) au puits F10 (c) au puits Pz3...... 198 Figure III. 4 : Les modèles retenues de PMWIN Pro et toutes les options de UTCHEM ainsi que la solution analytique 2D de l’équation de la dispersion pour ALPHAL=ALPHAT=25 m ...... 201 Figure III. 5 : Les modèles retenus de PMWIN Pro et toutes les options de UTCHEM ainsi que la solution analytique 2D de l’équation de la dispersion pour ALPHAL=25 m et ALPHAT=2,5 m (a) au puits F3 (b) au puits F5 (c) au puits F8 (d) au puits F10 (e) au puits Pz3...... 204 Figure III. 6 : Les modèles retenues de PMWIN Pro et toutes les options de UTCHEM ainsi que la solution analytique 2D de l’équation de la dispersion pour ALPHAL=100 m et ALPHAT=10 m...... 207 Figure III. 7 : Influence de la taille du maillage aux puits ...... 211 Figure III. 8 : Coupe verticale représentant les deux couches du modèle numérique sur PMWIN Pro et les maillages carrées de 10 m×10 m...... 213 Figure III. 9 : piézométrie obtenue sur PMWIN Pro (a) dans les alluvions sableuses, limons et tourbes (b) dans les sables du Cuisien – Les trois points d’injection de polluants sont représentés en carrés bleus au sud ouest de la carrière...... 216 Figure III. 10 : cis-DCE, 1-1-DCE et trans-DCE mesurées aux piézomètres F5, F8 et Pz1L220 Figure III. 11 : déchloration réductive du PCE ...... 221 Figure III. 12 : Concentrations en PCE [mg/l] après 1825 j de simulation - Calage avec les mesures géophysiques de la forme du panache, de l’emplacement des puits d’injection, pour des dispersivités longitudinales et transversales respectivement de 100 m et de 10 m ...... 223 Figure III. 13 : Concentrations en PCE calculées sur MT3D99 après 40 ans de dégradation [mg/l] - Moins de dispersion longitudinale et présence limitée du panache de polluant en amont des puits d’injection - des dispersivités longitudinale et transversale respectives de 10 m et 5 m...... 224 Figure III. 14 : Arrivée des polluants dans la vallée de l’Automne quinze ans trop tôt pour θ=15 % ...... 225 Figure III. 15 : Premier calage provisoire ...... 229 Figure III. 16 : Emplacement des puits d’observations...... 230 Figure III. 17 : Deuxième calage provisoire ...... 234 Figure III. 18 : Comparaison des modélisations de l’adsorption sur MT3D99...... 237 Figure III. 19 : Calage définitif du modèle de biodégradation des solvants chlorés à Néry Saintines ...... 243 Figure III. 20 : Emplacement des drains sur le site de Néry-Saintines ...... 247 Figure III. 21 : Simulations des concentrations en solvants chlorés et en chlorure après l’installation des drains...... 258 Figure III. 22 : Diminution de la concentration en 1-1-DCE en PZ1L pour les temps récents ...... 262 Figure III. 23 : Augmentation de la concentration en CV en PZ1L pour les temps récent.... 263 Figure III. 24 : représentation de la zone non saturée, sans écoulement...... 270 Figure III. 25 : Représentation de l’écoulement avec le modèle N20EAU...... 271

7 Figure III. 26 : Cartographie du substratum argileux avec le dôme argileux juste sous la carrière – coupe aux couches 6 (a), 7 (b) et 8 (c) – la couleur rouge correspond aux sables du Cuisien tandis que la couleur blanche aux argiles du Sparnacien – les puits d’injection sont également présents sur les figures...... 274 Figure III. 27 : Extension du produit en fond de nappe à 3020 j ...... 275 Figure III. 28 : Taille du produit en fond de nappe à 1580 j de simulation, soit 1480 j après l’injection ...... 276 Figure III. 29 : Pente inverse synthétique juste sous la carrière...... 277 Figure III. 30 : Panache de polluant formé avec le modèle à pente inverse synthétique ...... 278 Figure III. 31 : Extension du produit dans le cas où la topographie du substratum est horizontale et qu’on impose un écoulement au modèle ...... 279 Figure III. 32 : Comparaison de l’entrainement du produit par l’écoulement en fond de nappe quand topographie du substratum est horizontale aux temps 1500 et 1850 j – le produit n’est pas stabilisé ...... 280 Figure III. 33 : Extension du produit en fond de nappe 1920j après le début d’injection et 90j après l’arrêt des injections...... 281 Figure III. 34 : Extension du produit en fond de nappe à 2920j après le d ébut des injections et à 1090j après l’arrêt des injections...... 282 Figure III. 35 : Forme de la descente du produit dans la zone saturée pour des log10 des tensions superficielles différents (0,68 ;1 ;1 ,68 et 2) ...... 283 Figure III. 36 : La zone d’imprégnation dans le cas sans écoulement ...... 284 Figure III. 37 : La zone d’imprégnation dans le cas avec écoulement...... 284

Liste des tableaux Tableau I. 1 : Synthèse des caractéristiques physiques des aquifères...... 36 Tableau I. 2 : Récapitulatif des propriétés hydrauliques...... 36 Tableau I. 3 : Comparaison des évaluations du prestataire de l’ADEME et du comité d’experts ...... 54 Tableau I. 4 : Sondages géologiques au niveau de la nappe alluviale ...... 57 Tableau I. 5 : Deux autres sondages géologiques an niveau de la nappe alluviale...... 58 Tableau I. 6 : Analyse d’eau...... 58 Tableau I. 7 : Composants redox et indications ...... 70 Tableau I. 8 : Concentration en hydrogène dissous pour différents processus d’acceptation d’électrons (Wiedemeier et al., 1998) ...... 71 Tableau I. 9 : Potentiels redox mesurés dans la zone alluviale...... 78 Tableau I. 10 : Dates des dosages des chlorures ...... 81 Tableau I. 11 : Analyse du fer total...... 86 Tableau I. 12 : Analyse du fer dissous ...... 87 Tableau I. 13 : Resultats d’analyse d’anions par DIONEX ...... 89 Tableau I. 14 : Résultats d’analyse de cations par DIONEX...... 90 Tableau I. 15 : Calcul de l’erreur E de la balance ionique...... 92

Tableau II. 1 : Mobilité des ions (Chapellier, 1987) ...... 98

8 Tableau II. 2 : Propriétés géophysiques et physicochimiques de quelques contaminants organiques (chaque ligne correspond à des propriétés provenant d’une même expérience) (Ajo-Franklin et al., 2006)...... 115 Tableau II. 3 : Variation de la résistivité en fonction du type et de la quantité d’argile mélangé avec de l’eau permutée...... 117 Tableau II. 4 : Caractéristiques de cinq dispositifs de mesure...... 119 Tableau II. 5 : Evaluation des cinq principaux dispositifs de mesure...... 121 Tableau II. 6 : Paramètres essentielles en domaine fréquentiel et temporel (Descloitres, 1998) ...... 133 Tableau II. 7 : Paramètres de temps pour le TEMFAST 48...... 134 Tableau II. 8 : Equations de tendance des spectres de phases pour les 7 échantillons ...... 155 Tableau II. 9 : Valeurs des phases et parties imaginaires de la résistivité complexe comparées ...... 158 Tableau II. 10 : Valeurs des paramètres Cole-Cole inversés ...... 158 Tableau II. 11 : Quantité de chlorure en F5 ...... 163

Tableau III. 1 : les différents modèles de sorption...... 178 Tableau III. 2 : Récapitulatif des paramètres initiaux pour le modèle sur PMWIN Pro...... 218 Tableau III. 3 : Compléments et changements de certains paramètres du Tableau III. 2 ...... 226 Tableau III. 4 : Autres paramètres de calage arbitraires ...... 226 Tableau III. 5 : Paramètres communs à MT3D99 et RT3D ...... 237 Tableau III. 6 : Paramètres spécifiques à MT3D99 ...... 238 Tableau III. 7 : Paramètres spécifiques à RT3D ...... 239 Tableau III. 8 : Quelques valeurs issues de la littérature de coefficients de dégradation du premier ordre sur un site réel (source (Côme et al., 2006a))...... 239 Tableau III. 9 : Bilan de masse après le calage définitif ...... 245 Tableau III. 10 : Bilan de masse après la simulation des drains ...... 260 Tableau III. 11 : Paramètres de l’écoulement dans le modèle UTCHEM...... 265 Tableau III. 12 : Résumé des situations modélisées avec UTCHEM ...... 266 Tableau III. 13 : Paramètres d’entrée pour les tensions superficielles...... 268 Tableau III. 14 : Autres valeurs des tensions superficielles de la littérature...... 268 Tableau III. 15 : Paramètres hydrodynamiques ...... 270

9 10 INTRODUCTION GENERALE Nous étudions dans cette thèse la pollution d’un aquifère alluvial en aval d’une ancienne carrière qui aurait dû servir normalement de centre de traitement de déchets industriels, mais qui a été utilisée à vrai dire en tant que zone de déversement de produits chimiques toxiques. La nature et la quantité exactes des produits injectés dans l’ancienne carrière, située en hauteur par rapport à la vallée alluviale sont inconnues, toutefois, des résultats d’analyses chimiques sur les éléments dissous en aval de l’écoulement souterrain existent et nous indiquent qu’il s’agit entre autres d’une pollution aux solvants chlorés. Ces polluants sont non miscibles à l’eau et cancérigènes pour la plupart. Le site, appelé Néry-Saintines est un site orphelin que l’ADEME (Agence De l’Environnement et de la Maîtrise de l’Energie) a pris en charge depuis 1986. De nombreuses actions de remédiation ont été menées sur le site, notamment pour réduire l’intensité de la pollution en surface (dégagement d’odeurs et apparition des résurgences d’eaux polluées). Actuellement, il est prévu de rabattre la nappe alluviale par des drains plus ou moins horizontaux selon le gradient de charge imposé. Il est important de connaitre l’impact de ces travaux de gestion du site : dans cette thèse, nous allons apporter une réponse à cette attente.

Par ailleurs, différentes tentatives de compréhension des phénomènes physiques mis en jeu sur Néry-Saintines ont également été entreprises. Toutes ces actions ont porté essentiellement sur la partie dissoute de la pollution aux solvants chlorés alors qu’originellement, nous sommes en présence d’un déplacement de polluants immiscibles à l’eau. Après constatation de la pollution, il y a une vingtaine d’années, le problème est de comprendre le devenir de ces solvants chlorés : en effet, les concentrations en polluants dans une rivière de la zone alluviale et qui draine la nappe sont inférieures au seuil de détection bien que cette rivière se trouve en aval de la zone polluée et dans le sens de l’écoulement souterrain. Cette thèse propose un scénario qui reconstitue la pollution de Néry-Saintines, elle propose une quantité probable de produits injectés dans la carrière en s’appuyant sur une hypothèse concernant leur nature. Cette thèse tiendra compte du fait que ces polluants subissent des transformations sous l’influence ou non des bactéries (biodégradation) qui peuvent mener à long terme à leur disparition par atténuation naturelle.

D’autre part, l’infiltration des polluants denses dans le sol suscite beaucoup de questions : comment s’est constituée la zone source de polluant ? Comment le produit s’est-il déplacé

11 dans le sol et dans la nappe souterraine ? Quelle quantité a été dissoute et où peut avoir migré le reste en fonction de la topographie du substratum imperméable ? Cette thèse essaie d’apporter sa part de réponse à ces nombreuses questions dont pourrait dépendre la santé humaine.

Dans le domaine de la recherche et du développement, nombreux sont actuellement les débats scientifiques concernant le devenir des hydrocarbures denses, notamment les solvants chlorés. Cette thèse contribuera au développement de la connaissance scientifique sur le sujet, en utilisant une approche originale.

Tout d’abord, pour avoir une meilleure connaissance de l’état de pollution du site, une compilation et un résumé de tous les prospections et travaux antérieurs à la thèse ont été effectués. Ces informations portent sur la géologie et l’hydrogéologie de Néry-Saintines, les travaux d’identification des polluants présents dans le sol, les différentes actions de remédiation entreprises sur le site et les analyses de polluants dans l’eau souterraine.

Ensuite des compléments d’investigations ont été réalisés dans la zone alluviale pour une meilleure connaissance notamment de l’état d’oxydoréduction dominant, facteur primordial du devenir des solvants chlorés présents. Les paramètres indicateurs analysés sont entre autres le potentiel d’oxydoréduction, la quantité de chlorure, d’oxygène dissous et de fer dissous.

Pour délimiter le panache de pollution et pour compléter les informations sur le site, des prospections géophysiques ont été entreprises. Après la présentation de l’intérêt de quelques paramètres géophysiques adaptés à l’étude des sites pollués aux hydrocarbures dissous, nous avons fait le choix entre plusieurs techniques géophysiques et avons retenus le panneau électrique, la cartographie électromagnétique slingram, le sondage TDEM et la polarisation provoquée spectrale pour l’étude du site de Néry-Saintines.

Nous avons alors utilisé les informations recueillies précédemment pour une modélisation hydrogéologique du site. La modélisation a d’abord été effectuée en s’intéressant seulement au panache issu de la zone source. Cette approche classique, utilisée dans la plupart des cas, avant de se lancer dans une modélisation multiphasique a permis de répondre à quelques questions, notamment l’estimation de la quantité de polluant injectée dans la carrière, sa nature mais aussi l’influence des futurs drains sur l’observation de la pollution en quelques

12 points du site. Cette première modélisation a été effectuée sur PMWIN Pro, particulièrement avec les modules Modflow pour l’écoulement, MT3D99 et RT3D v2.5 pour le transport et le devenir des solvants chlorés dissous. Pour mieux tenir compte de l’aspect multiphasique du problème, un modèle plus complet a été utilisé, il s’agit d’UTCHEM. Nous avons donc analysé les fonctionnalités des deux logiciels à savoir PMWIN Pro et UTCHEM, notamment en ce qui concerne les possibilités qui nous sont offertes dans la problématique d’une pollution aux solvants chlorés. Nous avons effectué également une analyse de sensibilité des deux outils pour les schémas numériques qu’on peut utiliser, pour le choix des dispersivités et pour la discrétisation spatiale. La modélisation sur UTCHEM nous a permis d’avoir une information sur la formation de la zone source de pollution, d’estimer l’étalement du produit en fond de nappe en fonction de la topographie du substratum, de connaître si le produit est stabilisé au bout d’un certain temps après l’arrêt de l’injection ou pas selon l’influence du gradient d’écoulement. Nous avons également montré que le fait de considérer que le produit injecté est principalement du tétrachloroéthylène implique une migration verticale de ce produit sans que les valeurs de tensions superficielles entre la phase aqueuse et la phase huile puisse influencer le déplacement.

Cette thèse se divise en trois chapitres : - Un premier chapitre sur les informations relatives au site d’étude. Dans ce chapitre, nous synthétisons tout d’abord les données acquises par des tiers avant cette thèse avant de présenter nos résultats d’analyses complémentaires. - Un deuxième chapitre sur la géophysique appliquée à l’étude des sites pollués aux solvants chlorés. Dans ce chapitre, nous présentons tout d’abord un état de l’art sur les propriétés géophysiques adaptées à l’étude des sites pollués aux hydrocarbures ainsi que les méthodes et techniques qui peuvent être utilisées dans cette perspective. Nous présentons ensuite nos résultats de prospections accompagnés de leur interprétation. - Un troisième et dernier chapitre sur la modélisation hydrogéologique. Dans ce chapitre nous présentons tout d’abord les fonctionnalités spécifiques aux deux outils de modélisation en différences finies que nous avons utilisés à savoir PMWIN Pro et UTCHEM. Ensuite, nous faisons une analyse de sensibilité des deux logiciels par rapport à des paramètres connus comme le schéma numérique, les dispersivités ou le choix du maillage. Nous présentons ensuite l’approche monophasique de la modélisation suivie de l’aspect multiphasique. .

13 14

Chapitre I : Le site de Néry-Saintines

15 16 CHAPITRE I : LE SITE DE NERY SAINTINES

Ce chapitre est basé essentiellement sur Henot (1977), Barthélemy (1997) et les documents fournis par l’ADEME (Agence De L’Environnement et de la Maîtrise de l’Energie). Une grande partie du chapitre est constituée par une caractérisation de la pollution du site de Néry- Saintines, basée sur les résultats d’analyses de l’ADEME mais aussi sur des mesures physico- chimiques que nous avons réalisées pendant cette thèse. Le site de Néry-Saintines, situé dans le département de l’ non loin de , désigne en fait le site pollué de la carrière de Vaucelles et de la nappe alluviale voisine de la rivière l’Automne, sur le territoire des deux communes. L’Automne se jette ensuite dans l’Oise en rive gauche à la hauteur de .

I.A. Historique

La carrière de Vaucelles a été exploitée jusqu’en 1949 pour la pierre de taille (calcaire). À partir de 1950, la carrière a été achetée par un industriel, qui à partir de 1963, a commencé à l’utiliser comme centre de traitement des déchets industriels spéciaux. Cette activité a fait l’objet de récépissés de déclaration datant de 1967 et de septembre 1969, portant sur : - Une exploitation d’un établissement de 3ème classe comportant des dépôts d’acétylène, de bromure de méthyle, de propane et de liquides inflammables. - Une station de déphénolage biochimique d’eaux résiduaires industrielles. En réalité, cette société entreposait des déchets industriels divers, notamment des solvants usagés et d’autres produits inflammables. Elle procédait également à des infiltrations de liquides acides et de produits plus ou moins neutralisés. L’acide chlorhydrique était également employé pour améliorer l’infiltration dans les calcaires. Ces activités se sont déroulées entre 1963 et 1973, dont une partie de façon intensive entre 1967 et 1973, malgré des arrêtés préfectoraux de 1972, interdisant toute activité dans la carrière vu les nombreuses infractions commises. En 1973, la carrière change une première fois de propriétaire, puis une deuxième fois en 1975. Au mois de juillet 1977, il y eu une incendie sur le site. Vers 1981-1982, les premières anomalies dans la vallée de l’Automne ont été constatées, avec un dépérissement de la peupleraie située en aval de l’écoulement souterrain et des odeurs fortes constatées au niveau des émergences (cf. infra §I.C).

17 Depuis 1986, c’est l’Etat, par l’intermédiaire de l’ADEME, qui prend en charge l’étude et l’assainissement du site. En 1988, l’ADEME fait procéder à l’évacuation des déchets présents sur le sol de la carrière. Depuis, plusieurs travaux et études ont été ordonnés par l’ADEME, entre autres ceux décrits ci-dessous et dont les résultats principaux sont présentés au paragraphe §III. - En 1991-1992, des études menées par l’ADEME ont précisé l’impact des polluants présents dans le milieu souterrain. Ces études ont mis en évidence les caractéristiques principales du site, l’hydrogéologie de la zone, l’extension large de la pollution jusqu’à la rivière l’Automne. A la suite de ces études, un premier projet de drainage et de traitement des émergences de la vallée de l’Automne est lancé en 1993. Il s’agit d’installer, au pied du coteau de Vaucelles, une tranchée drainante de 6 m de profondeur et de 569 m de long fonctionnant par pompage et rabattement. La mauvaise tenue des parois, la présence de la nappe en charge et l’impossibilité d’établir la connexion entre la tranchée et les regards de pompage ont conduit à une réalisation partielle du projet puis à son abandon. Cette tranchée, à moitié réalisée, est encore visible sur le site. - En 1994 et 1995, l’ADEME a fait faire une reconnaissance des déchets enfouis dans la carrière. Une étude hydrogéologique plus approfondies par rapport à celle de 1991 a également été faite et enfin, une modélisation numérique des transferts souterrains. - En 1998, une étude complémentaire des écoulements en profondeur avec un transfert possible vers la nappe de la craie a été entreprise. - En 1999, une étude de l’impact de la pollution sur la population par les émanations de produits organiques volatils dans la vallée de l’Automne a été réalisée à la demande de l’ADEME. Les différentes études effectuées avant juillet 1996, associées à des essais de solutions curatives ont aboutit à cette date, à la demande des municipalités et des associations concernées, et à la décision du Comité de Gestion de la Taxe sur les Déchets Industriels Spéciaux, de faire évacuer les déchets industriels encore enfouis dans la carrière (évalués à 1000 tonnes de déchets liquides et 35000 m3 de déchets solides et de remblais plus ou moins fortement pollués). Devant l’incertitude sur la faisabilité, l’efficacité et le coût exact de cette extraction, l’Etat a décidé de sursoir à cette décision. Il est en effet connu que des volumes importants de déchets se trouvent en profondeur et se manifestent par des résurgences d’eaux polluées dans la vallée

18 de l’Automne et que l’enlèvement des déchets enfouis dans la carrière ne résoudrait que partiellement le problème et les risques de nuisances qui en découlent. Néanmoins, des campagnes test d’enlèvement des déchets en profondeur sur 10 % de la quantité totale estimée ont été décidées par l’Etat (non réalisées jusqu’à ce jour). La mise en œuvre d’une solution globale et définitive a pris du retard, ce qui a poussé les municipalités et les associations concernées à demander à l’Etat que soit nommée une commission d’expertise indépendante qui serait chargée de rendre un avis sur l’état du site, sur les risques qu’il fait courir aux populations et de faire des propositions curatives.

I.B. Contexte

Le site d’étude est localisé dans le département de l’Oise (60), à 13 km au sud de Compiègne et à 18 km au nord-est de Senlis. Plus précisément, entre les communes de Saintines, Béthisy- Saint-Pierre et Néry. Le site se trouve en amont de l’écoulement souterrain vers la rivière Automne (elle s’écoule de l’est vers l’ouest), affluent de l’Oise (cf infra §I.B.5.a.). Nous allons voir les caractéristiques de ce site en commençant par une revue des caractéristiques du bassin versant de l’Automne.

I.B.1. Situation générale

Le bassin versant de l’Automne est situé en Picardie, à cheval entre les départements de l’Oise et de l’Aisne, dans la région historique du Valois. C’est un sous-bassin versant (293 km2) du bassin versant de l’Oise. Cerné par les massifs forestiers de Compiègne, de Retz, d’Halatte et de Chantilly, il débouche au Sud sur le vaste plateau agricole du Valois. Il compte deux pôles urbains importants : Villers-Cotterêts (14750 hab. en 1999) où l’Automne prend sa source, et Crépy en Valois (29900 hab. en 1999) où la Sainte Marie, principal affluent de l’Automne, prend sa source. Notre site d’étude se trouve dans le canton de Crépy-en-Valois qui est composé de 25 communes. Les environs immédiats du site sont : - à 500 m au nord : le hameau de Thuvot - à 1000 m à l’ouest : Saintines (860 habitants) - à 1300 m à l’est : Béthisy-Saint-Pierre (3140 habitants) - à 100 m au sud-est, le hameau de Vaucelles (230 habitants). En 1998 les usages des eaux souterraines sont les suivants : - AEP par source pour Néry avec un débit de 384640 m3/an

19 - AEP par forage pour Néry, 24375 m3/an (captage dans la nappe du Cuisien en amont du projet) - AEP de Verberie : 265000 m3/an (pompage dans la nappe de la craie en aval du projet) - Usage industriel : Usine MULTIPLAS (prélèvement de 5 m3/h pour une totalité de 3000 m3/an) puis usine INOXOR (prélèvement de 20 m3/h pour une totalité de 14000 m3/an) Les voies d’accès sont : soit par la route départementale 98 (accès sud de la Carrière de Vaucelles), soit par la départementale 123.

I.B.2. Géologie

I.B.2.a. Au niveau régional

Au niveau régional, le bassin de l’Automne est situé sur l’auréole du Paléogène, au nord-est du bassin parisien. L’ossature géologique de la zone s’étendant du Soissonnais au Valois est constituée par les calcaires du Lutétien qui forment un vaste plateau incliné vers le sud-ouest, profondément entaillé de vallées à fond plat, prenant l’allure de canyons. La régularité du plateau est interrompue par des buttes résiduelles de l’Eocène Supérieur et de l’Oligocène : - la Butte de Villers, située au nord-est, culmine à +241 mNGF ; elle crée une frontière naturelle entre le Soissonnais et le Valois, qu’elle domine d’une centaine de mètres. Sa ligne de crête marque la limite nord de la ligne de partage des eaux superficielles. - Les Monts Alta (+142 mNGF), Saint Christophe (+185 mNGF) et Pagnotte (+221 mNGF), à l’ouest, sous la forêt d’Halatte. - Les Monts Cornon (+154 mNGF), Rosières (+162 mNGF) et Boissy Fresnoy (+134 mNGF) s’alignent sur la ligne de partage des eaux superficielles ouest à sud. Au sud, au contact avec le Multien et l’Orxois, la plate-forme structurale des calcaires grossiers du Lutétien est recouverte par la plate-forme du Bartonien constituée de sables de Beauchamp protégés par les entablements des marno-calcaires de Saint-Ouen. Le passage s’effectue par une cuesta (forme du relief dissymétrique constituée d’un coté par un talus à profil concave, en pente raide et, de l’autre, par un plateau doucement incliné en sens inverse) boisée orientée est-ouest, particulièrement bien marquée au sud de Crépy en Valois (ressaut de 50 m).

20 Au nord, dans la partie méridionale de la forêt de Compiègne, se situe la frontière délimitant la Picardie crayeuse de l’Ile-de-France boisée et marécageuse par un décrochement pouvant atteindre 80 m de dénivelé.

Figure I. 1 : Carte et coupe géologiques (Hénot, 1977)

21

Les formations lutétiennes reposent sur un fin banc argileux à intercalations sableuses, dit argile de Laon (que l’on n’observe pas sur le site de Néry-Saintines, cf. §I.B.2.b.), localement décapé par la transgression lutétienne, et surplombant l’épaisse couche des sables de Cuise. Ces deux formations apparaissent en affleurement dans les vallées. En dessous, les argiles du Sparnacien ne se retrouvent en affleurement que dans la partie aval de l’Automne, au-delà de Béthisy Saint Martin, et le long de l’Oise. Plus profonds, les sables de Bracheux et la craie sénonienne ne sont reconnus que par forages.

I.B.2.b. Au niveau du site

Aux environs de notre site d’étude, au niveau du plateau, la succession lithologique est la suivante, de haut en bas : - le quaternaire limoneux (limon des plateaux) sur quelques mètres d’épaisseur, - le Lutétien calcaire, d’une épaisseur de 20 m environ, - le Cuisien sableux, sur 40 à 50 m d’épaisseur, - le Sparnacien sablo-argileux sur plus de 20 m d’épaisseur, - le Thanétien (sables de Bracheux) sur environ 30 m d’épaisseur, - le Sénonien crayeux, sur plus de 100 m d’épaisseur. Avec quelques données fournies par la foration de piézomètres nous avons cartographié le toit de l’argile du sparnacien juste sous la carrière (Figure I. 2). Nous avons remarqué que l’argile forme un dôme juste sous la carrière et donc ceci n’exclurait pas un déplacement gravitaire dans le sens contraire à l’écoulement des polluants denses les plus lourds.

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Figure I. 2 : Cote du substratum argileux

Dans la partie alluviale également, l’emplacement du mur de la couche de limons a été cartographié (Figure I. 3).

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Figure I. 3 : Mur des limons dans la zone alluviale

I.B.3. Paléogéographie et tectonique

Les couches du Sénonien, du Thanétien, de l’Yprésien et du Lutétien suivent avec une parfaite identité le pendage structural sud-ouest nord-est. De nombreuses irrégularités anticlinales et synclinales viennent moduler cette tendance, certaines semblent plus relever de la paléographie que de la tectonique. Le pendage général est accentué par la présence : - au nord, de l’anticlinal de Vivières (Fours d’en Haut – Longpont), dont la Butte de Villers suit l’axe, et qui vient prolonger l’anticlinal de Margny les Compiègne orienté ouest nord-ouest/est sud-est. - Au sud du synclinal est-ouest de , jalonné par les agglomérations de Lévignen, , Autheuil en Valois et la Ferté Milon, qui crée une fosse pouvant atteindre 40 m de profondeur au toit de la craie. Deux diverticules s’en détachent vers le nord. L’un, selon l’axe Vez-Bonneuil en Valois-Taillefontaine, l’autre selon l’axe Dampleux-Fleury – Saint Pierre d’Aigle, et venant butter sur l’anticlinal de Vivières.

24 Quatre rides synclinales correspondent à des vallées : Oise, Automne, Aunette et Sainte Marie. L’anticlinal du Mont Pagnotte, d’orientation est-ouest, n’apparaît qu’au toit du Cuisien. Sa retombée porte les Monts Saint Christophe et Pagnotte.

I.B.4. Pédologie

Les différentes natures de sol découlent de la variété minéralogique du substratum, et de la localisation géographique. Leur trait commun, à l’exception des fonds de vallée, est la prédominance de l’infiltration par rapport au ruissellement renforcée par la densité du couvert végétal : le ruissellement laminaire reste un phénomène mineur, le ruissellement principal s’effectuant sous forme de filets d’eau issus de lignes de sources jaillissant tout au long des vallées.

I.B.4.a. Le plateau du Lutétien

Sur le plateau, on trouve généralement une couche homogène de limon sur une épaisseur variant de 0,5 à 2 m, recouvrant parfois un loess calcaire. Il arrive cependant que la couverture soit suffisamment mince pour qu’affleurent les sables de Beauchamp sous forme de petites buttes boisées, telles que le Mont Cornon couronné par le calcaire de Saint-Ouen. Sur les calcaires, les sols sont de type lessivés modaux, et sur les buttes sableuses, de type brun lessivé et lessivé acide. Sur les zones de contact situées à la périphérie des buttes, c’est la variation dans l’épaisseur de la couverture qui influera sur la texture plus ou moins sableuse des limons. Sur la bordure du plateau et des vallées, les calcaires du Lutétien affleurant donnent des sols calcimagnésiques (rendzines modales, sols bruns calcaires et calciques). Sur les versants et dans les vallées, les sables du Cuisien sont souvent recouverts de sols composés de remaniements de sables mélangés aux calcaires venus de plus haut.

I.B.4.b. Les fonds de vallées

Les sols alluvionnaires tourbeux sont hydromorphes argileux, fréquemment saturés. Dans ces endroits, la quantité d’eau ruisselant à la surface est plus importante que la quantité infiltrée dans le sol. Il existe également dans la vallée de l’Automne, entre et Pontdron, de grandes plages de sols bruns calciques.

I.B.4.c. Le plateau du Bartonien

On y retrouve la couverture limoneuse et les sols lessivés. Les formations du Bartonien Moyen, lorsqu’elles affleurent localement, modifient la nature des sols :

25 - rendzine ou brun calcaire sur les calcaires de Saint-Ouen ; - brun calcique sur les marnes de la formation de Ducy

I.B.5. Hydrologie

Nous allons voir dans les paragraphes suivants les caractéristiques hydrologiques du bassin versant de l’Automne dans lequel se trouve notre zone d’étude.

I.B.5.a. Cours d’eau

L’Automne, affluent rive gauche de l’Oise, prend sa source à Pisseleux (+120 mNGF) près de Villers-Cotterêts et se jette dans l’Oise, au nord de Verberie (+32 mNGF) après un parcours de 32 km. Très encaissée par rapport aux plateaux qui la dominent, la vallée présente un fond plat, souvent marécageux. Le bassin de l’Automne est entièrement compris dans le bassin de l’Oise, sa frontière orientale se confondant avec la frontière hydrologique Oise-Marne (Figure I. 4). Au nord, cette ligne suit l’axe de la Butte de Villers, avant de rejoindre son exutoire à Verberie, en passant par les Grands Monts au sud de la Forêt de Compiègne. La limite occidentale relie l’exutoire aux sommets des buttes-témoins Mont Cornon, Butte de Rosière et Butte de Boissy Fresnoy. Le bassin de l’Automne mesure 27 km dans sa plus grande longueur. Le temps de concentration du bassin est inférieur à la journée (Barthélemy, 1997).

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Figure I. 4 : Bassin versant de l’Automne (Henot, 1977)

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I.B.5.a.1. L’Automne

Environ 90 % du lit de l’Automne est artificiel, en effet, il est le fruit d’interventions humaines continues depuis le 12ème siècle : fabrication par l’homme d’un lit étanchéifié d’argile. L’Automne a ainsi une partie de son lit déconnecté des nappes qu’elle est censée drainer. Son alimentation se fait alors ponctuellement par les affluents, par déversement de conduites de drainage et surtout par ruissellement d’une multitude de petites sources émergeant au contact sable du Cuisien-alluvions. La pente moyenne dans la partie amont de la rivière s’établit autour de 3,4 ‰ et de 1,8 ‰ à l’aval. La largeur moyenne de la vallée est de 300 m à l’amont et 500 m à l’aval. La pente moyenne des flancs est de 20 % en rive droite et 25 % en rive gauche. La station de jaugeage de Vauciennes, située à 4,2 km de la source, contrôle la partie amont de l’Automne sur une superficie de 32 km2. On y mesure un débit moyen inter-annuel de 0,27 m3/s, un débit moyen d’étiage de 0,21 m3/s et enfin un débit moyen de crue de 0,32 m3/s.

Débit moyen journalier Fréquence quinquenale humide Médiane Fréquence quinquenale sèche 0.8

0.7

0.6

0.5 /s 3 m

0.4

0.3

0.2

0.1

r t t s ai e û e e m juin ill br mar avril ao févrie ju em janvier octobre éc septembre novembr d Figure I. 5 : Hydrogramme journalier de l’Automne à la station de Vauciennes (1994) La station de jaugeage de Saintines, situé à 3,5 km de l’exutoire, contrôle la quasi-totalité du bassin versant (279 km2 sur 293 km2 qui est la taille totale du bassin versant) depuis 1968. Le

28 débit moyen inter-annuel (calculé sur 21 années d’observation) est de 2,1 m3/s à cette station (Barthélemy, 1997). Il est relativement constant au cours de l’année. La faible variation saisonnière révèle la prépondérance des apports souterrains. Son débit d’étiage moyen est de 1,7 m3/s et son débit moyen de crue de 2,3 m3/s.

La qualité de la rivière a fait l’objet d’une étude quinquennale complète de la part de la DIREN Picardie (Direction Régionale de l’Environnement). Elle est classée hors catégorie, c’est-à-dire pratiquement abiotique, à sa source de Villers-Cotterêts, où elle recueille les eaux de ruissellements de parkings industriels ainsi que les rejets de la très vétuste station d’épuration. La qualité de la rivière reste médiocre jusqu’à sa confluence avec l’Oise (catégorie 1B à 3 sur une échelle de qualité des eaux comprenant cinq catégories par ordre décroissant de qualité : 1A, 1B, 2, 3, Hors Catégorie).

Débit moyen journalier Fréquence quinquenale humide Médiane Fréquence quinquenale sèche 5

4

3 /s 3 m

2

1

0

l er er ri et re re re re i i ars v mai juin ll b b m a ui août tob mb anv févr j j oc septem novem déce Figure I. 6 : Hydrogramme journalier de l’Automne à la station de Saintines (1994)

I.B.5.a.2. La Sainte Marie

C’est le principal affluent de l’Automne. Elle prend sa source à Auger Saint Vincent (+87 mNGF), alimente l’étang du Parc aux dames, devient souterrainne sur 1 km, ressurgit au

29 Gouffre de Bouville et se jette dans l’Automne en aval d’Ourroy (+47 mNGF). Sa longueur est de 11 km pour une pente moyenne de 3,6 ‰. Ellle reçoit le Rû des Taillandiers (4200 m) et le Fond de Vaux (1200 m) en rive droite et le Rû Baybelle (2100 m) en rive gauche. Son débit moyen est d’environ 0,5 m3/s, son débit moyen d’étiage de 0,4 m3/s et son débit moyen de crue de 0,9 m3/s. Au niveau qualité, la Sainte Marie est remarquablement préservée (catégorie 1A à 2). En effet, la confluence avec le Rû des Taillandiers (catégorie 2 à HC), qui recueille les rejets de la station d’épuration de Crépy en Valois chroniquement mise à mal par les effluents industriels qu’elle est inapte à traiter, se fait en amont d’une zone de marais qui effectue une épuration naturelle de l’eau.

I.B.5.b. Climatologie et pluviométrie

Le bassin de l’Automne est soumis à un climat tempéré humide, qui le classe dans la partie la plus clémente du département. La température moyenne annuelle est de 10°C, avec un minimum mensuel de 2,5°C en janvier et un maximum mensuel de 17,7°C en juillet. Le nombre moyen de jours chauds se situe entre 35 et 40 jours, et celui des jours de gel sous abri est de 55 jours. L’amplitude thermique annuelle moyenne est de 8,6°C et la variation thermique interannuelle est de 1,37. Météo France suit 5 postes pluviométriques sur le secteur : Fresnoy la Rivière, Taillefontaine, , Betz et Nanteuil le Haudouin. Betz fournit aussi les valeurs de l’Evapotranspiration Potentielle quotidienne calculées par Météo France (avec la formule de PENMAN).

I.B.6. Hydrogéologie

Dans le but d’étudier le transport et le devenir des polluants sur le site de Néry-Saintines, nous allons voir successivement les caractéristiques hydrogéologiques des différents nappes présentes d’abord dans la région du bassin de l’Automne puis également au voisinage de la carrière de Vaucelles et de la vallée directement en aval de l’écoulement.

I.B.6.a. Au niveau régional

Nous présentons sur la Figure I.7 et dans les paragraphes qui suivent, les différentes nappes phréatiques présentes au niveau du bassin hydrogéologique de l’Automne.

30 I.B.6.a.1. Nappe de la craie (Sénonien)

Cette nappe n’est reconnue qu’à l’aval de l’Automne où elle est exploitée. La craie blanche possède deux types de perméabilité : - la première, liée à la porosité interstitielle (<30 %) demeure très faible malgré une porosité totale importante, homogène dans l’espace ; - la seconde liée à la fissuration, est répartie de façon très hétérogène. Cette fissuration d’origine tectonique, amplifiée par le phénomène de dissolution chimique, n’est usuellement observée que lorsque la craie est affleurante ou sub-affleurante (ou sous recouvrement : la perméabilité de la roche compacte inaltérée diminue fortement sous recouvrement tertiaire). Les transmissivités se situent entre 10-4 et 10-3 m2/s. La nappe est souvent associée à celle des sables de Bracheux (sables du Thanétien) sus- jacente, et dont elle n’est isolée que partiellement par la base argilo-sableuse du Thanétien. Elle présente un régime captif et artésien. Sa cote piézométrique s’établit au voisinage de celles du Cuisien et du Lutétien dans les vallées avec un gradient dirigé vers l’Exutoire du bassin. Sous le plateau, elle est décrochée d’une cinquantaine de mètres. Son alimentation se fait par drainance des couches supérieures. Les eaux de cette nappe sont très minéralisées, bicarbonatées calciques et magnésiennes, avec des teneurs en chlorures et sulfates très hautes.

31

Figure I.7 : Coupe hydrogéologique

32 I.B.6.a.2. Nappe des sables de Bracheux (Thanétien)

La base peu étanche de cette formation permet de considérer l’ensemble Thanétien-Sénonien (sable bracheux à base argilo-sableuse et craie) comme un aquifère bi-couche, dans lequel les sables constituent la roche-magasin drainée par la craie. La transmissivité, de l’ordre de 1 à 2.10-3 m2/s (débit spécifique de 5 à 10 m3/h.m) est bien sûr répartie de façon plus homogène que dans la craie, la perméabilité étant de caractère interstitiel. La puissance de la formation décroît du Nord au Sud : 60 m à et 30 m à Antilly. Cette nappe, captive sous les argiles du Sparnacien, a les mêmes caractéristiques piézométriques que celle de la craie (cf. supra §I.B.6.a.1.). L’eau présente cependant une minéralisation moins élevée. Par le passé, elle a été captée pour l’eau potable, en plusieurs points en aval de la vallée.

I.B.6.a.3. Nappe des sables du Cuisien (Yprésien supérieur)

Le réservoir est formé de sables à intercalations argilo-gréseuses, sur une épaisseur de 50 à 60 m. Le mur de la nappe est formé par des argiles hétérogènes du Sparnacien où alternent sables et argiles à lignites sur une vingtaine de mètres et qui forment le substratum de l’Automne-aval. Cette formation semi-perméable autorise l’alimentation des aquifères sous- jacents : un flux de drainance équivalent à 15 % de la pluie efficace a été caractérisé dans la partie avale de la vallée, près de la confluence avec l’Oise. Le toit est formé par les argiles de Laon, quand elles n’ont pas été décapées par la transgression lutétienne. Si c’est la cas, Cuisien et Lutétien forment un même aquifère, généralement libre (cas qu’on observe à Néry-Saintines). Dans le cas contraire, la nappe peut être semi-captive, voire libre. La transmissivité s’établit entre 1 et 6.10-3 m2/s pour des débits spécifiques se situant autour de 4 m3/h.m. L’eau est bicarbonatée calcique, souvent peu minéralisée, présentant parfois des teneurs élevées en fer. L’aquifère est alimenté aux affleurements ainsi que par drainance, comme le prouve l’existence de dômes piézométriques sous les plateaux.

I.B.6.a.4. Nappe des calcaires grossiers (Lutétien)

La puissance du réservoir, entre 40 et 50 m est assez constante. L’aquifère est limité par le mur des argiles de Laon, lorsqu’elles existent, et le toit argilo-marneux des marnes et caillasses du Lutétien supérieur. La tranche mouillée peut varier de 0 à 50 m. Selon les zones, la nappe n’imprègne que la base de la formation (sables calcaires à gros grains de quartz enduits de glauconie, sables dolomitiques et calcaires à nummulites), auquel cas elle est libre ;

33 dans la fosse de Cuvergnon, au-delà de la limite sud-est du bassin versant, elle imprègne la totalité de la série calcaire, et présente par conséquent un caracatère captif. La perméabilité interstitielle est amplifiée dans les vallées et aux affleurements par une perméabilité de fissure, occasionnant souvent des phénomènes karstiques dans la couche supérieure des marnes et caillasses (poche d’effondrement comblées de matériaux argileux et sableux du Bartonien sus-jacent). Devant l’ampleur de ce phénomène, certains auteurs rattachent la formation inférieure du Bartonien, les sables d’Auvers, à l’aquifère du Lutétien. La nappe est drainée par l’Automne. Lorsque l’argile de Laon est située au dessus du fond de la vallée, des sources d’émergence drainent la nappe (qui est alors perchée). De même quand le Lutétien forme le substratum en tête de la vallée (la nappe est alors soutenue). On trouve aussi des sources de débordement au contact Lutétien-alluvions et des sources artésiennes à fort débit en fond de vallée, au débouché de conduits karstiques (source de la Sainte Marie). La transmissivité présente une grande hétérogénéité liée à la fissuration : elle peut varier de 10-4 à 10-2 m2/s. Les débits spécifiques sont fonction de l’implantation du forage : dans une grosse fissure, on pourra atteindre 100 m3/h.m alors que dans le calcaire compact, on obtient à peine 1 m3/h.m. L’eau, bicarbonatée calcique et peu minéralisée, est facilement sujette à pollution par les nitrates. Dans le cas où les argiles de Laon permettent de dissocier les aquifères (dans la partie Est du bassin), le niveau de la nappe du Lutétien peut se situer jusqu’à une quarantaine de mètres au dessus de celle de Cuise. Les niveaux les plus élevés se trouvent au nord sous la Butte de Villers, et au Sud, à Peroy les Gombries, au cœur du plateau du Valois.

I.B.6.a.5. Nappe des sables de Beauchamp (Bartonien inférieur)

L’épaisseur du réservoir varie de 30 à 40 m mais l’épaisseur mouillée ne semble pas excéder 10 m. Le mur est formé par les marnes et caillasses (ou exceptionnellement, par les argiles de Villeneuve sur Verberie au Mont Cornon). On trouve cette nappe sous forme de petites nappes perchée dans les buttes résiduelles, et sous forme plus étendue sous le plateau Bartonien Moyen du Valois, où elle est drainée par une ligne de sources de déversement et de débordement. Son niveau est suspendu de 20 à 30 m au-dessus de la nappe du Lutétien. Sa transmissivité est de 2.10-4 m2/s.

34 I.B.6.a.6. Nappe des calcaires de Saint-Ouen (Bartonien Moyen)

Le réservoir présente une grande hétérogénéité sur ses 15 à 20 m d’épaisseur : les niveaux sableux alternent avec les calcaires. La nappe forme une succession de couches plus ou moins en communication les unes avec les autres. Elle est limitée au plancher par la fine formation de Ducy. Perchée et n’existant que dans des endroits très localisée dans le bassin de l’Automne, la nappe a un régime libre. Les perméabilités sont interstitielles ou de fissures. Très proche de la surface du sol (à moins de 10 m), le niveau peut marquer un décrochement de 50 m par rapport au Lutétien, et d’une vingtaine de mètres par rapport aux sables de Beauchamp. Les sources sont toutes de type déversement.

I.B.6.a.7. Nappe des sables de Fontainebleau (Stampien supérieur)

Cette nappe n’existe qu’au sommet de la Butte de Villers, où elle constitue un niveau perché par rapport à la nappe de Saint Ouen, dont elle est isolée par les argiles et marnes du Stampien inférieur. Quelques sources de déversement se rencontrent à cette interface. Sa côte piézométrique s’établit à +218 mNGF au sommet.

I.B.6.a.8. Nappe des alluvions et de la tourbe

On trouve dans le fond de vallée de l’Automne, ainsi que dans celui de certains de ses affluents, de la tourbe sur quelques mètres d’épaisseur reposant sur des alluvions sablo- limoneuse peu perméables. Celles-ci sont déposées sur les argiles du Sparnacien en aval, ou sur les sables de Cuise en amont. Les nappes drainées par la rivière se mettent en charge sous cette couche, phénomène se traduisant par un léger décrochement piézométrique de 50 cm. On observe des lignes de sources d’émergence le long du contact alluvion-cuisien, ainsi que des sources artésiennes qui percent le fond du lit de la rivière. L’alimentation de la nappe des alluvions et de la tourbe se fait directement par les précipitations, par les sources d’émergences et par la rivière avec laquelle sa charge s’équilibre. La perméabilité de la tourbe est de 10-3 m/s, et celle des alluvions sablo- limoneuses de 1,5.10-6 m/s. La perméabilité verticale est de 7.10-7 m/s.

35 I.B.6.a.9. Récapitulatif Tableau I. 1 suivant présente une synthèse des caractéristiques physiques des aquifères du bassin de l’Automne.

Tableau I. 1 : Synthèse des caractéristiques physiques des aquifères

Aquifère Lithologie Epaisseur Nature de la Perméabilité T, K, ωt, ωe S nappe (cf. dernière ligne du tableau) Sénonien Craie Celle de la Captive Fissures T=10-5 à 1,5.10-3 m2/s

tranche θt=15 à 40 %

fissurée θe=1 à 5 % Thanétien Sables 5 à 50 m Captive Interstices T=1 à 2.10-3 m2/s

θt=35 % S=1,2.10-5 (sur un essai de débit) Cuisien Sables 50 à 60 m Libre le plus Interstices T=10-3 à 10-2 m2/s K=10-4 m/s

souvent, captive au θt= 45 % centre des plateaux S=10-4 à 10-3 Lutétien Sables dolomitiques 15 m Libre Interstices T=1,5.10-6 à 1,5.10-3 m2/s -7 -4 K=10 à 10 m/s θt= 35 à 40 % Calcaire grossier 40 à 50 m Libre Fissures T=10-4 à 10-2 m2/s (valeur moyenne 2,5.10-3 m2/s) Bartonien Sables d’Auvers 10 m Libre perchée Interstices K=2.10-4 m/s

Sables de Beauchamp 30 à 40 m Libre perchée Interstices θt= 45 % Marno-calcaires de Saint-Ouen 15 à 20 m Fissures Inconnus -5 Stampien Sables de Fontainebleau 12 m Libre perchée Interstices K=10 m/s θt= 40 % Quaternaire Tourbe et alluvions 10 m au plus Libre soutenue Interstices K=10-9 à 10-3m/s

T=transmissivité K=perméabilité θt=porosité totale θe=porosité efficace S=coefficient d’emmagasinement

I.B.6.b. Au niveau du site

En revenant au site, qui fait partie du bassin de l’Automne, les paramètres hydrodynamiques diffèrent peu des paramètres régionaux. Des couches géologiques comme l’argile de Laon n’ont pu être trouvées au niveau de Néry-Saintines. Les formations rencontrées (aquifères ou non) avec leurs caractéristiques respectives sont présentées dans le tableau suivant : Tableau I. 2 : Récapitulatif des propriétés hydrauliques

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Formation Perméabilité/transmissivité, Epaisseur totale Nature gradient hydraulique Calcaires du Lutétien - >20 m, Calcaire max. = 40 m -5 Sables du Cuisien Kh=4.10 m/s, 50 m en moyenne Sables T=2.10-3 m²/s (50 m à 70 m) Gradient hydraulique de 3 % -9 Argile sableuse du Kv=2.10 m/s >20 m Argile Sparnacien sableuse Sables du Thanétien T=10-3 m²/s 30 à 50 m Sable Craie du Sénonien T=5.10-6 m²/s - Craie -4 -4 Plaine alluviale 10 m/s

L’écoulement s’effectue vers le nord avec un gradient hydraulique de 2% (Figure III. 9). Sous les tourbes (cf. infra Figure I. 8), la nappe des sables du Cuisien devient artésienne et est à l’origine d’émergences (cf. infra Figure I. 9). Dans cette nappe de sable du Cuisien s’écoule 45000 à 77000 m3/an d’eau selon une étude faite par un des prestataires de l’ADEME.

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Figure I. 8 : Cartographie du toît des tourbes (zone alluviale)

Figure I. 9 : Emplacement d’une partie des émergences (zone alluviale)

38 La nappe alluviale des silts semi-perméables est alimentée par la pluie, par drainance ascendante à partir du Cuisien au travers des tourbes et par débordement de la nappe du Cuisien (là où la tourbe n’existe pas ou est interrompue). Le débit spécifique d’alimentation des émergences par les eaux polluées est de 10,2 l/m²/j avec une superficie estimée à 4,4 ha.

I.C. Caractéristiques de la contamination, estimation de la masse de polluant encore présente, stabilité de la contamination, gestion du site et incidence sur la contamination

Dès 1987, l’ADEME a procédé à l’enlèvement des déchets suspects dans la carrière. La quantité totale enlevée s’élève à 1300 tonnes qui se répartissent comme suit : - 560 t d’hexachlorocyclohéxane alpha - 65 t de solvants - 19 t de produits halogénés - 16 t de déchets de laboratoire - 37 t d’eaux polluées aux hydrocarbures - 18 t de solutions acides et cyanurées - 585 t de déchets solides éliminées en Centre d’Enfouissement Technique

I.C.1. Récapitulatif des résultats des différentes études réalisées sur le site

I.C.1.a. Identification des espèces organiques volatiles

Le but de l’étude est une identification qualitative et quantitative des espèces organiques volatiles émises par les sols au niveau des résurgences dans la vallée et ruissellements dans le secteur d’écoulement naturel de ceux-ci et qui sont dûs à la géologie locale. La zone d’étude se trouve dans la peupleraie de Saintines. D’après un des prestataires de l’ADEME, la peupleraie est très polluée en composés organiques volatils (COV). Six familles ont été identifiées : halogénés, aromatiques, oxygénés (éthers, aldéhydes, cétones, alcools, acides), soufrés, hydrocarbures, azotés et d’autres

39 familles inconnues. Le total des COV peut atteindre des teneures de 10 mg/l aux points centraux de la zone de peupleraie. Les valeurs mesurées dans l’air ambiant varient entre un maximum de 1,1 mg/l, et un minimum de 24 à 60 μg/l. Quant aux études en ambiance statique (confinement du sol pendant au moins deux heures), les concentrations peuvent atteindre 600 mg/m3 avec de valeurs minimales de 0,25 mg/m3. La conclusion générale de ce prestataire de l’ADEME insiste sur la présence majoritaire de produits (300 espèces) très volatils (90 % des liquides) et très toxiques à des seuils bas.

I.C.1.b. Cheminement des contaminants sous la carrière

L’objectif de l’étude d’un des prestataires de l’ADEME, en 1992, était de connaitre le cheminement des contaminants sous la carrière jusqu’à la rivière, définir le sens d’écoulement des eaux souterraines et préciser l’extension de la zone contaminée. A partir des données climatologiques, le prestataire en question a calculé un bilan hydrique pour la période de juillet 1990 à juin 1991. Les quantités d’eau qui s’infiltrent dans la carrière et qui se contaminent au contact des déchets enfouis sont estimées entre 6500 et 8800 m3/an. L’étude de photos aériennes a permis de mettre en évidence l’existence de deux orientations privilégiées d’écoulement dans les calcaires par fracturation : Nord 30° Est et Nord Ouest-Sud Est (cf. infra Figure I. 10).

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Figure I. 10 : Carte des linéaments dans la carrière

Avec sept nouveaux piézomètres, le prestataire a pu établir la carte piézométrique suivante (Figure I. 11), avec un gradient hydraulique de 2 % :

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Figure I. 11 : Carte piézométrique au 24 juillet 1996

Le débit annuel de la nappe du Cuisien dans la zone était alors estimé entre 45000 et 77000 m3 avec une perméabilité des sables comprise entre 5,3.10-6 et 1,3.10-5 m/s. Les résultats ont montré que les émergences se forment au contact des sables du Cuisien avec les alluvions tourbeuses. L’étude confirme également l’inexistence de la couche d’argile de Laon. D’après les résultats d’analyses chimiques de prélèvements d’eau sur le site, la zone de contamination est limitée à la rive gauche de l’Automne, entre le pied de la butte et la rivière.

I.C.1.c. Traitement biologique des eaux polluées avec oxydation à l’ozone

Un bureau d’étude missionné par l’ADEME a mis au point un procédé de traitement biologique des eaux polluées de la nappe des sables du Cuisien associé à une oxydation à l’ozone. Une station de traitement pilote a été installée au pied de la butte de Vaucelles pour les deux types de traitements suivants :

42 - un pilote biomembrane formé d’un réacteur anaérobie en tête suivi d’un traitement aérobie avec affinage par ultrafiltration

- un pilote d’oxydation par couplage O3/UV. Différents modes de traitement

d’oxydation ont été testés : O3 seuls, O3/H2O2 et O3/UV. Il a été décidé, sur la base de ces résultats, que le traitement serait biologique suivi d’une oxydation combinée O3/UV. Pendant cette période de traitement continu, le débit d’alimentation par un forage de la station pilote a été fixé à 40 l/h et le bureau d’étude a obtenu les résultats suivants : - Le pH passe de 6,7 à 7,8 après l’oxydation. - La conductivité passe de l’intervalle [600-800] μS/cm à l’intervalle [700-1000] μS/cm. - La coloration diminue fortement : la couleur de l’effluent brut qui variait entre 70 et 450 uc (unité de couleur) est passée, après traitement, à 0 à 15 uc. - La DCO (Demande Chimique en Oxygène) baisse de 90 à 95 % par rapport au taux résiduel (généralement inférieur à 10 mg/l) - Plus des ¾ du COT (Carbone Organique Total) ont été éliminés et le taux résiduel après oxydation est compris entre 3 et 16 mg/l. - Après le traitement biologique et l’oxydation, les AOX (Organo Halogéné Adsorbables) ont été éliminés à près de 90 % en moyenne, passant de l’intervalle [4000-6000] μg/l à l’intervalle [45-700] μg/l. Ayant fixé la consommation d’ozone 3 entre 0,3 et 0,4 kgO3/m , le taux résiduel d’AOX non éliminé était compris entre 350 et 450 μg/l, ce qui correspondrait à un rejet dans l’Automne de 210 à 270 g/jour, pour un débit de 25 m3/h.

I.C.1.d. Tranchée drainante en PEHD (Polyéthylène Haute Densité)

En 1993, une entreprise devait mettre en place une tranchée drainante avec les caractéristiques suivantes : - 0,2 m de large et 6 m de profondeur, 569 m de longueur prévue - fond en PVC connecté à des puits - membrane verticale en PEHD, perpendiculairement à l’écoulement de la nappe d’alluvions, chargée d’arrêter l’eau polluée pour être traitée avant qu’elle n’arrive en aval - graviers d’épaisseur 0,5 m dans la tranchée servant de drain - remblaiement du tout par des matériaux extraits.

43 Finalement, l’entreprise n’a pu mettre en place qu’une tranchée drainante de 6 m de profondeur, de 569 m de longueur avec la membrane verticale en PEHD sur une longueur de 326 m. Cette entreprise a pu également mettre en place deux puits A et B (cf. infra Figure I. 21) destinés à collecter les eaux de la tranchée drainante et utilisés plus tard pour des essais d’infiltration et de pompage. En 1994, un autre prestataire de l’ADEME a repris les travaux de réalisation de la tranchée drainante, mis en place douze piézomètres le long de la tranchée et réalisé des essais d’infiltration et de pompage (selon la norme NF P 94-130) sur les puits A et B. Il était prévu de réaliser une nouvelle tranchée drainante sous boue biodégradable sur 569 m, 6 m de profondeur et 0,8 m d’épaisseur avec plusieurs équipements hydrauliques. Mais des conditions géologiques particulières et des conditions de travail difficiles (émanation de gaz) ont fait que la deuxième tranchée a été abandonnée.

I.C.1.e. Localisation et détermination des déchets dans la carrière, effets sur la zone non saturée

L’ADEME avait entrepris de localiser les déchets enfouis dans la carrière, de déterminer leur nature et de caractériser l’état de contamination de la zone non saturée sous-jacente. Tout d’abord, quelques investigations non destructives (documentation, interprétation de photographies aériennes, enquêtes, relevé d’âge des arbres, prospections géophysiques, détection de vapeurs) ont été entreprises avant de faire des sondages à la pelle mécanique. Il a été conclut que L’INDUSTRIEL a surtout exploité la partie ouest de la carrière et a remblayé le front de taille sud à l’aide de fûts recouverts de terre ainsi que la partie est. La partie centrale de la carrière est restée intacte (la carrière fait 4,4 ha). Les produits liquides étaient directement versés sur le sol, dans des fossés aménagés ou subsistant après l’exploitation de la carrière. Les témoignages font état de « lac de produits liquides » pouvant atteindre une cinquantaine de mètres de longueur. Le relevé des âges des arbres a montré que seul le quart Nord-Est de la carrière (talus A et au nord et à l’est de ce talus, cf. infra Figure I. 12) n’a pas fait l’objet d’enfouissement de déchets puisque les âges y sont compris entre 30 et 40 ans. Sur tout le reste du site, les arbres sont contemporains ou postérieurs à l’activité de L’INDUSTRIEL.

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Figure I. 12 : Zonation de la carrière

Trois cartes de mesures géophysiques dans la carrière sont à notre disposition : une carte obtenue par traîné électrique (Figure I. 13), une autre obtenue par cartographie électromagnétique à l’EM 31 (Figure I. 14) et une dernière carte d’anomalies magnétiques (Figure I. 15). Les campagnes géophysiques ont permis d’interpréter : - la partie centrale et sud de la carrière, comme une zone de calcaire sub-affleurant. - La partie nord-ouest et nord de la carrière, comme une zone à faible recouvrement du substratum calcaire dans laquelle des déchets métalliques ont pu être enfouis. - La partie sud et ouest de la carrière, comme une zone à fort recouvrement du substratum calcaire. Des déchets métalliques auraient été enfouis au centre et à chaque extrémité de cette zone. - La partie située au sud-est de la carrière contiendrait des déchets métalliques enfouis. La campagne de mesures sismiques réfraction a ensuite permis au prestataire de l’ADEME d’estimer l’épaisseur de recouvrement et la profondeur du substratum calcaire.

45 Deux zones de remblais épais de 3 à 5 m ont été détectées : la première à l’angle sud du site et la seconde correspondant à deux talus longeant le front de taille sud-ouest. Dans la pointe nord-ouest du site, les épaisseurs de remblais ont été estimées entre 5 et 7 m.

Figure I. 13 : Carte de résistivité par traîné électrique dans la carrière

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Figure I. 14 : Carte de conductivité électrique apparente dans la carrière (EM 31)

Figure I. 15 : Carte d’anomalies magnétiques dans la carrière

47 Pour les mesures de gaz (méthode Dräger), les principaux composés détectés étaient : - les hydrocarbures aliphatiques (hydrocarbures d’essence), - les hydrocarbures aromatiques (toluène), - les solvants chlorés (perchloroéthylène). Les alcools et cétones (acétone) étaient peu présents à 1 m de profondeur. Des mesures Petrex ont aussi permis la détermination de la répartition sur le site des hydrocarbures aromatiques (BTEX), des hydrocarbures aromatiques chlorés (chlorobenzène) et des hydrocarbures aliphatiques chlorés (trichloréthane, trichloréthylène,..) : - Les BTEX se répartissent sur trois zones de fortes valeurs : dans la pointe ouest de la carrière, à l’extrémité est de celle-ci et au sud de la plate-forme béton rectangulaire (cf. à l’ouest de la Figure I. 15) - Les hydrocarbures aromatiques chlorés ont été détectés en majorité au sud et au nord de la plate-forme béton rectangulaire, et dans la pointe ouest de la carrière. - Les hydrocarbures aliphatiques chlorés semblent à peu près répartis uniformément sur la zone testée, avec cependant quelques pics de certains composés au nord de la plate- forme béton rectangulaire, à l’ouest de la plate-forme triangulaire et à l’extrémité est. Avec les sondages à la pelle mécanique, Le prestataire de l’ADEME a fourni les conclusions suivantes sur la localisation des déchets : - Trois zones de dépotage ont été identifiées : 1. la première au sud de la plate-forme béton rectangulaire 2. la deuxième située face à l’ancienne entrée de la carrière, à proximité des cuves métalliques 3. la troisième située dans la pointe ouest de la carrière - Le volume total des remblais serait compris entre 30000 et 40000 m3 avec 90 % du volume pour la zone 1 et 10 % pour la zone 2. L’épaisseur moyenne de ces remblais serait de 1 à 7 m. - Les volumes de déchets liquides (solvants divers, résidus de peinture…), de déchets solides (polluants minéraux, produits chimiques, pharmaceutiques, bouteilles de gaz, extincteurs…) et de terre souillées (teneurs anormales en divers métaux lourds et en cyanures totaux) seraient respectivement : 1. déchets liquides : 1000 à 1500 m3 2. déchets solides : 10000 à 15000 m3 3. terres souillées 7000 à 11000 m3 Le tout est réparti sur une surface souillée de 13000 m2 environ.

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En ce qui concerne la prospection de la zone non saturée, Le prestataire de l’ADEME mentionne que tous les forages ont présenté, à l’aplomb des déchets, et sur toute la hauteur de la zone non saturée, des odeurs de solvants dégradés, confirmées par les tests spécifiques aux hydrocarbures aliphatiques, aromatiques et aux solvants halogénés. Le prestataire de l’ADEME mentionne également que la zone non saturée comprend en tête une frange de quelques mètres d’épaisseur, où l’on trouve des concentrations anormales en composés organiques BTEX et OHV, du même ordre de grandeur que ce qui a été identifié dans les terres de remblai. Toutefois, les teneurs sont trop faibles pour laisser penser à une rétention de solvants liquides par imprégnation. Les sables sous la frange présentent des indices de pollution indiscutable, mais les concentrations en BTEX et OHV sont très faibles. De même, les polluants minéraux classiques comme le chrome ou le cyanure sont aussi à des concentrations très faibles.

Enfin, pour la contamination autour du site, pour le prestataire de l’ADEME : - Il n’y pas d’anomalie en métaux et en cyanures libres contrairement aux sols et aux remblais - Les teneurs en chlorures sont plus ou moins élevées mais ne présentent pas d’organisation précise - Les composés organiques sont à des teneurs particulièrement élevées dans la carrière - Les composants les plus représentés dans la nappe sont les solvants halogénés avec des teneurs de l’ordre de 10 à 40 mg/l dans la carrière - Les BTEX trouvent leurs valeurs maximales dans la carrière (5 mg/l) dont essentiellement du benzène suivi du toluène. - La présence de produits intermédiaires pour les BTEX ainsi que pour les OHV indique qu’un processus de biodégradation est en cours. - L’hypothèse d’une réserve de polluants accumulés sous forme de phase organique en fond de nappe reste très probable vu les concentrations importantes observées en composés halogénés dissous.

I.C.1.f. Impact sur la faune et la flore

L’ADEME a fait faire une étude de l’impact sur le faune et la flore que pouvait avoir la pollution. Les mesures d’indices biotiques et physico-chimiques n’ont montré aucun impact du site pollué et que celui-ci avait un impact quasi-nul sur la richesse biologique globale.

49 I.C.1.g. Complément de diagnostic, modélisation du devenir des polluants et dimensionnement d’un dispositif de dépollution

La mission du prestataire de l’ADEME en 1996 avait pour objectif de faire un complément de diagnostic, de faire une modélisation des écoulements et du transport des polluants et enfin de concevoir et dimensionner un dispositif de dépollution. Pour l’hydrogéologie, les investigations du prestataire de l’ADEME ont permis de situer la base du Sparnacien à une cote de -11 mNGF, et le toit de celui-ci entre 16 et 20 mNGF. Cette couche du Sparnacien est constituée d’une succession de sable argileux et de marnes séparant quelques fins niveaux argileux. Sa perméabilité verticale est de 2.10-9 m/s. Pour la nappe de craie du Thanétien, Le prestataire de l’ADEME a trouvé une transmissivité de 1,5.10-3 m2/s. Et pour le sable du Cuisien, trois valeurs de perméabilité ont été moyennée pour avoir la perméabilité moyenne de 4.10-5 m/s. Les trois valeurs moyennées sont : - entre 18 et 28 mNGF : 6.10-5 m/s - entre 20 et 37 mNGF : 4.10-6 m/s - entre 37 et 53 mNGF : 6.10-5 m/s Pour l’argile sableuse de la vallée de l’Automne, des pompages d’essai ont permis de connaitre la transmissivité comprise entre 2 et 8.10-3 m2/s ce qui correspondrait à une perméabilité de 2,5.10-4 m/s. Le site est riche en matières organiques avec une matrice solide peu perméable. Quelques fractions de millimètre de biofilm se sont également formés sur une sonde à eau laissée 36 h sur le site. Ainsi, un ouvrage de pompage fonctionnant pendant 1 mois sur le site a perdu 20 à 30 % de sa capacité d’exhaure par colmatage. Par contre, les paramètres biologiques n’ont pas montré d’évolution significative de la biomasse dans l’eau et donc la perte de productivité proviendrait du colmatage du terrain lui-même, au voisinage du massif filtrant. Pour connaitre l’état de contamination du site, le prestataire de l’ADEME a analysé les principaux paramètres suivants : OHV, BTEX, Acétone, Méthanol, Hexacyclohexane. Les observations ont confirmé l’absence de migration de la pollution vers l’amont hydraulique. La répartition des teneurs en polluant suggère que c’est essentiellement dans la partie ouest de la carrière que se situe le stock de polluant. Il semblerait que la pollution contienne essentiellement des OHV qui ont agi comme solvants des BTEX, ce qui expliquerait les BTEX trouvés dans les niveaux les plus profonds de l’aquifère.

50

Une grande partie du rapport est consacrée à la modélisation des écoulements et du devenir des polluants. La zone concernée a une superficie de 80 km2 dont les limites sont les limites du bassin versant de l’Automne ou des limites à potentiel imposé par un niveau de rivière. L’ensemble de la zone est discrétisé en mailles carrées de 250 m de côté avec un raffinement progressif autour de la carrière et du drain (mailles carrées de 8 m). Le nombre total de mailles est d’environ 20000 et le code de calcul utilisé est SIMUSCOPP (SIMUlation des Sites COntaminés par les Produits Pétroliers, code basé sur la méthode des différences finies, développé par l’IFP). La modélisation a examiné trois scénarios : 1er scénario : une première simulation pour déterminer le dimensionnement hydraulique du pompage. Le débit minimal pour assurer un confinement hydraulique est de 40 m3/h. Avec ce débit, le régime permanent serait obtenu au bout d’un mois, les nuisances au puits A serait bien réduites mais la source X risque de tarir (voir l’emplacement sur la Figure I. 21). 2ème scenario : un deuxième groupe de simulations consistait à analyser la dispersion des polluants. La pollution est supposée constituée de 80 % d’OHV et 20 % de BTEX tout deux ayant une dissolution à l’équilibre. Cette simulation contient deux approches : - une première approche qui consiste à estimer le stock retenu en 1972 dans les zones non saturée et saturée des sables du Cuisien et à simuler 25 ans de dissolution par la nappe. Le stock initial est compris entre 8000 et 21000 m3. Le prestataire de l’ADEME estime le volume restant dans la zone saturée entre 1530 et 6100 m3, soit entre 2000 et 8000 t. - une deuxième approche consiste à supposer plusieurs masses de polluant potentiellement présent en 1996 et à simuler les concentrations dissoutes en comparant celles-ci avec celles observées dans les piézomètres. La fourchette retenue par le prestataire de l’ADEME serait de 1000 à 4000 t (800 à 3100 m3). Ce stock se trouverait essentiellement piégé dans la partie médiane du Cuisien et au droit des principales zones de dépotage. 3ème scenario : un troisième groupe de simulations consistait à analyser l’évolution du site. Différents schémas de gestion du site et deux hypothèses de stock de polluant sont présentés sur les Figure I. 16 et Figure I. 17.

51 8000

6000 état naturel pompage non optimisé pompage optimisé pompage de 40 m3/h dans le drain ésiduel (tonnes) ésiduel r 4000 Massepolluant de 2000

0

1966 1976 1986 1996 2006 2016 2026 2036 2046 Temps (ans) Figure I. 16 : Evolution de la masse de polluant pour une hypothèse de stock de 1000 t pour différents scénarios de pompage (pompage à 40 m3/h, optimisé ou non)

52 16000

14000

12000 état naturel pompage non optimisé 10000 pompage optimisé pompage de 40 m3/h dans le drain

8000

6000 Masse de polluant résiduel (tonnes) résiduel Masse polluant de 4000

2000

0

-30 -20 -10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 Temps (ans) Figure I. 17 : Evolution de la masse de polluant pour une hypothèse de stock de 3000 t pour différents scénarios de pompage (pompage à 40 m3/h, optimisé ou non)

Le prestataire estime un flux naturel sortant de 800 t/an pendant les 10 années qui ont suivi l’utilisation du site. Ensuite il y a une deuxième période avec un flux qui ne serait plus que

50 t/an qui va jusqu’au temps T0 (1996). Enfin une troisième période dans laquelle le flux dépend du scénario de pompage. Le comité d’experts (cf. supra §I.A.) émet les commentaires suivants concernant ce rapport : - Le temps de transfert de polluant constaté à l’aval n’est pas d’un an comme le dit le prestataire de l’ADEME mais plutôt de 10 ans comme le montrent les résultats d’analyses et les témoignages recueillis sur le terrain. - Les flux estimés par le comité (10 t/an) sont nettement inférieurs aux flux calculés par le prestataire de l’ADEME (800 t/an entre 1972 et 1982 et 50 t/an après)

53 Il a été conclu qu’il y a une grande incertitude sur la quantité de produit actuellement présent dans le sous-sol de la carrière et qu’il est raisonnable d’affirmer que la majeure partie du stock est encore en place dans le non-saturé et les sables argileux du Cuise. Le flux actuellement mesuré de polluant est de 10 t/an et rien dans le suivi analytique ne permet d’indiquer qu’il était différent dans le passé. Nous présentons dans le tableau suivant la comparaison entre l’évaluation du prestataire de l’ADEME et celle du Comité d’experts. Tableau I. 3 : Comparaison des évaluations du prestataire de l’ADEME et du comité d’experts

Evaluation prestataire de Evaluation COMITE l’ADEME Stock initial 1972 dans les 7000/21000 t 7000/21000 t sables du Cuise Evacuation en 25 ans 6000 à 18000 t 2000 t Stock restant dans la nappe 1000 t 3000 t 5000 t 19000 t en 1996/1997 Evacuation naturelle du stock 40 ans 140 ans >200 ans Durée de dépollution 5/15 ans 15/40 ans 25/75 ans 95/290 ans

Le prestataire de l’ADEME affirme également que le risque de pollution du captage AEP de Néry est nul et que la pollution mesurée de la nappe du Thanétien/Craie est faible mais que ce résultat mérite une étude complémentaire dans la région reconnue la plus polluée des sables du Cuisien. Ces observations confirment les incertitudes qui existent sur la nature et la quantité exactes de produits infiltrés dans la carrière. Dans cette thèse, une hypothèse simplificatrice semble inévitable dans la partie modélisation.

I.C.1.h. Etude de la possibilité de pollution de la nappe de la craie

En 1998, le prestataire de l’ADEME a effectué une autre étude visant à compléter celle effectuée en 1996 sur la possibilité de pollution de la nappe de la Craie. Pour cela, deux piézomètres ont été installés, l’un crépiné au droit des sables du Thanétien et l’autre crépiné au droit de la Craie.

54 Le piézomètre à la Craie atteint une profondeur de 154 m, la transmissivité obtenue par pompage d’essai est de 5.10-6 m2/s. Le piézomètre aux sables du Thanétien atteint une profondeur de 126 m, la transmissivité obtenue par pompage d’essai est de 5.10-4 m2/s. En outre, les résultats d’analyse ont montré que tous les piézomètres (cf. infra Figure I. 21), sauf le F8, présentaient des eaux exemptes de polluants, en tout cas avec des concentrations inférieures aux normes de potabilité. Les argiles du Sparnacien isolent donc bien le Thanétien et la craie de la nappe du Cuisien polluée. Les nappes du Thanétien et de la Craie ont un niveau piézométrique quasiment identique sous la carrière. La première est plus productive que la seconde directement sous la carrière, c’est donc dans cette partie (nappe des sables du Thanétien) que la majeure partie de l’eau circulant sous la carrière transite vers l’aval. Le captage AEP d’une commune voisine du site d’étude semble être légèrement décalé latéralement par rapport au sens d’écoulement de la nappe.

I.C.1.i. Caractéristiques géographiques, physiques et chimiques des eaux d’émergences

L’ADEME a fait établir les caractéristiques géographiques (étendue, localisation), physiques (mécanisme des émergences, extension de la pollution, débit) et chimiques (identification et quantification des polluants organiques présents) des résurgences de la vallée de l’Automne. Trois sous-bassins-versants ont été recensés susceptibles de les alimenter. Quatre nouveaux piézomètres (cf. infra Figure I. 21) ont été implantés dans la zone alluviale dont deux courts (C) qui sont crépinés dans la nappe de la tourbe et deux longs (L) qui s’arrêtent dans la nappe des alluvions : PZ1L (12,33 m), PZ1C (7,7 m) placés en bordure de l’ancien parking sur la route départementale et PZ2L (13,41 m), PZ2C (7,61 m) placés à l’intersection entre la route départementale et la route d’accès vers la carrière.

I.C.2. Recommandation des experts et évolutions de la gestion du site

Le comité d’experts a émis les avis suivants : - Acquisition foncière de la carrière pour limiter les risques et pour une gestion plus facile du site. - Apport d’une couche de remblais de terre compactée de 2 m d’épaisseur, empêchant l’accès facile aux déchets au dessus d’une couche d’argile gonflante mise en place au préalable.

55 - Réalisation d’un test de fonçage de cannes métalliques aspirantes dans le sol, appliqué tout d’abord sur 10 % de la surface de la carrière, descendant jusqu’au sommet des calcaires, avec aspiration et extraction de tous les liquides présents dans le sous-sol et traitements correspondants (extraction, incinération y compris les gaz). Si le test est concluant, la méthode sera utilisée sur tout le site. - Mise en place d’un réseau de drains superficiels enterrés captant les résurgences de la nappe du Cuisien dans la vallée, pour baisser d’au moins de 1 m le niveau de la nappe et stopper les émanations gazeuses dans l’atmosphère. - Mise en place, à l’aval des points de collecte des eaux de drainage, de cuves à charbon actif enterrées de traitement des eaux captées, en mode gravitaire passif. - Test d’utilisation du fer en poudre comme traitement passif des eaux, seul ou en série avec le traitement aux charbons actifs. - Installation de six piézomètres dans la nappe alluviale de l’Automne, dans le but de comprendre la dilution des polluants : la quantité de contaminants mis en solution est estimée à 8 t/an environ. Ils arrivent en direction de la vallée de l’Automne et ne sont pas transférés dans l’atmosphère. Une fraction est probablement drainée par l’Automne mais la dilution des produits fait en sorte que les concentrations sont inférieures aux seuils de détectabilité. Une autre fraction s’écoule vraisemblablement dans la nappe alluviale et/ou se trouve piégée dans celle-ci (d’où l’intérêt des méthodes de prospection géophysiques). - Suivi permanent de la qualité des eaux souterraines dans l’environnement : notamment une analyse des eaux de la nappe de la craie, celle des alluvions, dans un captage AEP et dans la rivière l’Automne. Ces recommandations des experts ont conduit à l’étude et au début de la réalisation d’un réseau de drains superficiels pour rabattre la nappe dans la vallée puis à un système de traitement des eaux polluées récupérée avant le rejet dans l’Automne.

I.C.2.a. Réseau de drains superficiels

Le dimensionnement du système de drainage a été effectué à la demande de l’ADEME. Nous présentons sur la Figure I. 20, une carte topographique du lieu d’emplacement des drains. Pour avoir un aperçu de la réponse de la nappe dans l’attente de la mise en place des drains, il a été effectué un essai de pompage sur le piézomètre PZ2L, d’une durée de 8 h dont 5 h en pompage d’un débit de 3,5 m3/h dans la nappe des sables du Cuisien et 3 h de remontée.

56 Des sondages géologiques (cf.. infra Figure I. 18) ont aussi été effectués et qui ont donné les résultats représentés dans le Tableau I.5. Tableau I. 4 : Sondages géologiques au niveau de la nappe alluviale Sondage Perméabilité Couche géologique Profondeur hydraulique K (m/s) -7 S2 1,2.10 Silt sablonneux gris vert avec de nombreux gravier et cailloux 0,5 à 1,5 m -7 S3 3.10 Silt tourbeux brun à noir avec coquilles millimétriques 0,5 à 1,5 m Petits graviers crayeux dans une matrice silteuse (remblai) 0,45 à 0,50 m 6,0.10-10 Tourbe brune à noire 3 à 4 m -7 S4 3,5.10 Silt tourbeux brun-noir 0,7 à 1,5 m Graviers crayeux dans une matrice silteuse brune 0,5 à 0,7 m -7 S5 2,8.10 Silt sableux gris-brun 1 à 1,5 m

Silt noir et silex (remblai) 0,8 à 1 m

Sable noir et silex (remblai) 0,5 à 0,6 m 8,0.10-11 Tourbe noire 3 à 3,75 m Tourbe noire avec passées de granules calcaires 3,75 à 4 m

57 Figure I. 18 : Emplacement des sondages géotechniques

Sur les tourbes apparaissent des sables riches en matières organiques. En ce qui concerne les mesures de perméabilités, à part les valeurs dans le tableau ci-dessus, sur deux autres sondages, on a : Tableau I. 5 : Deux autres sondages géologiques an niveau de la nappe alluviale Localisation Profondeur Formation testée Perméabilité en m/s -7 S8 2,5 m Silts 1,4.10 -5 S10 1,5 m Silts 1,2.10

Soit, sur les 6 points de sondages, une moyenne de la perméabilité hydraulique : 10-7 m/s

Tableau I. 6 : Analyse d’eau

N° du Diamètre Profondeur pH Conductivité électrique Température (C°) sondage intérieur (m et qualité) (μS/cm) en mm

S7 52 1,50 chargée 7,1 695 7

S9 52 1,17 chargée 7,3 1147 7,2

S11 52 1,4 chargée 7,1 1620 7,5

S12 80 5,11 claire 7,3 1050 9,2 Pz1L 80 11,77 chargée 7,1 1940 10 Pz1C 80 7,18 6,9 2250 10,3

La faisabilité du système de drainage a également été étudiée et une modélisation hydrodynamique de l’ensemble a été effectuée. Le rapport est constitué de trois parties : une première partie qui rappelle le cadre géologique et hydrogéologique, une deuxième qui

58 analyse les contraintes du drainage et une troisième qui concerne la modélisation proprement dite. D’après cette étude, la nappe des sables du Cuisien est parfois libre, parfois captive tandis que la nappe des silts semi-perméables de la vallée est alimentée par la pluie, par drainance ascendante à partir du Cuisien au travers des tourbes et par débordement de la nappe du Cuisien. Sur la base de contraintes hydrauliques et de la modélisation hydrodynamique de plusieurs scénarios, le rapport fait état des conclusions suivantes : - Le drainage est optimal avec des drains espacés de 6 m et placés à un profondeur de 1 m. Certains sont disposés perpendiculairement à la route départementale et d’autres parallèlement à celle-ci (entre elle et le chemin de fer). Ils présentent une pente moyenne de 0,3 %. - Il a été décidé de collecter séparément les eaux polluées et les eaux de ruissellement, ce qui nécessite de compléter le réseau de fossés existant par un ou deux ouvrages de franchissement. - Le fonctionnement gravitaire du système est privilégié avec le but de conserver une différence de charge de 0,5 à 0,7 m pour une station à l’extrémité ouest et une différence de charge de 1 m pour une station plus à l’est. - Le débit à traiter est évalué à 12 m3/h en période hivernale et entre 7 et 8,5 m3/h en période estivale. Dans la configuration avec deux points de rejet, ces débits se distribuent en 40 % pour la partie ouest et 60 % pour la partie est. - Par rapport à la qualité limite avant déversement dans l’Automne, les eaux du côté ouest du site nécessitent plus de traitement que celles du côté est (traitement limité des

DCO et DBO5). Pour un système unique de rejet, le traitement est nécessaire. Comme le terrain en place est constitué de matériaux très compressibles, il y a des risques potentiels de tassement mais pas pour les voies de circulation, en particulier sur le chemin de fer (le Comité d’experts recommande néanmoins que soient prises des précautions : .mesure du tassement, assurance accident). Comme le rabattement de la nappe serait de 1 m (dans les simulations) et qu’il y a risque de colmatage du réseau dû à la précipitation de certains polluants au contact de l’air, le Comité propose alors d’aller jusqu’à 1,50 m de profondeur pour la pose des drains. Dans l’étude, tous les drains sont à placer à une profondeur de 1 m donc selon la topographie du site. Le Comité propose également de placer tous les drains à une cote horizontale constante (donc à une profondeur non constante) pour éviter des circulations préférentielles. Dans l’hypothèse que le flux de polluant est maximum au niveau

59 des coteaux et diminue au fur et à mesure qu’on avance vers l’Automne, le Comité propose d’étudier le comportement hydraulique du système pour des drains tous parallèles à la route. Le Comité propose également d’installer un système de traitement robuste mais ajustable dans la mesure où la qualité de l’eau d’émergence drainée varierait beaucoup au cours de l’exploitation du système.

I.C.2.b. Traitement des eaux collectées

Nous allons voir à travers les paragraphes suivants l’évolution des idées sur le traitement des eaux collectées qui passe d’une station de traitement passive des eaux polluées (STEP) à une Station de Traitement Active Modulable (STAM). Un bureau d’étude a été missionné par l’ADEME pour le dimensionnement des deux dispositifs (traitement passif et traitement actif de l’eau des émergences). Il a tout d’abord été montré en laboratoire par des essais en batch et en colonnes que le charbon actif était apte pour une dépollution passive des eaux. Pour le dispositif, deux filtres sont nécessaires dont un anaérobie et l’autre aérobie. Le premier pour éliminer les composés hydrophobes (BTEX et AOX) par adsorption et le second pour éliminer les composés hydrophiles (Acétone, Ether, MCV (Mono chlorure de vinyl)) ainsi que le COT. Pour la dépollution, les éléments les plus problématiques sont les Ethers et le Mono Chlorure de Vinyle (MCV). Les Ethers sont adsorbables et une biodégradation de ces polluants peut se produire dans un filtre aérobie (laboratoire). Un essai in-situ pendant 4 mois est à prévoir. Par contre, la capacité d’adsorption du charbon actif du MVC est relativement faible et la dégradation de ce produit reste encore à mettre en évidence. Le choix de modularité de la station est retenue pour raison de différence d’échelle en laboratoire et in-situ. Le dispositif pourra être optimisé, notamment en ce qui concerne le choix de la mise en place des filtres (aérobies ou anaérobies) dans le système : aérobie puis anaérobie ou anaérobie d’abord, aérobie ensuite. De toute manière, le dosage de l’oxygène

(H2O2) devra se faire avant le filtre aérobie.

Le schéma général de traitement des eaux d’émergences se présente comme suit : Filtre 2 au charbon Filtre 1 Apport actif Entrée Bac au charbon Bac de Bassin de (système Sortie par de actif Précipitation à l'oxydant aérobie vers l'Automne drainage décantation (système du Fer clapet H2O2 associé anaérobie) à un Filtre à air)

60 Figure I. 19 : Schéma de traitement des eaux polluées

Les 3 trois systèmes suivants ont été proposés pour le filtre (anaérobie ou aérobie) au charbon actif : - des « puits » sériels - deux bassins en béton à construire sur le site - des cuves en béton armé préfabriquées Le choix de la STEP s’est porté sur les « puits » sériels en béton plutôt qu’en acier pour plus de longévité, et plus faciles à entretenir en cas de colmatage par la précipitation du fer. Mais ce choix comportait des coûts et des risques techniques trop élevés dû à la situation très difficile du sol de fondation et en raison des charges hydrauliques trop faibles (0,7 m). Il a alors été décidé des travaux de mise en place d’un système de drainage des émergences couvrant une surface moins importante avec un traitement actif (pump and treat) des eaux drainées avant rejet à la rivière (STAM). Pour la STAM, la station sera située en bordure sud-ouest de la tranchée drainante comme montrée en bleue sur la Figure I. 20. Deux réseaux de drainage arrivent au carrefour RD123 et RD98 (en bleue sur la Figure I. 20).

61 L’Automne

Figure I. 20 : Système de drainage correspondant à la STAM

Les eaux des deux systèmes de drainage arrivent par gravité dans un bac de sédimentation avec un ou deux filtres à sable, puis elles sont collectées dans un réservoir souterrain équipé d’une ou deux pompes immergées à débits variables. Le traitement se fait selon le schéma suivant (cf supra Erreur ! Source du renvoi introuvable.) :

- Précipitation du fer par ajout de H2O2 - Collecte des boues de fer et stockage - Réacteur biologique : dégradation partielle aérobie des polluants (BTEX, Acétone, Phénols, Ethers)

- Filtres à charbon actif pour l’élimination de DCO, DBO5, AOX, COT, BTEX, Acétone, Phénols, Ethers. Dans le cas de faibles concentrations, deux filtres à charbon actif peuvent suffire. Si les concentrations sont élevées, les options suivantes sont proposées : - colonne de stripping (AOX, BTEX, Ether) avec filtres à air en charbon actif. Les MCV ne seront pas retenus.

62 - Colonne de stripping avec oxydation catalytique spécifiquement pour l’oxydation du MCV, mais aussi des AOX, BTEX, Ether. La masse filtrante de charbon actif pour la station de base est d’environ 75 t, pour l’option de stripping : 50 t et pour l’option stripping+oxydation catalytique : 40 t pour 36 mois de traitement des eaux. Les filtres à sables et à charbon actif seront rincés à l’eau décontaminée et d’éventuelles émanations de gaz polluant sont évitées par des filtres à air fonctionnant avec du charbon actif. Les pompes qui relient ces différents éléments de traitement sont toutes des pompes d’exécution anti-déflagrante. L’unité de stripping est munie d’un dispositif de chauffage en cas de gel. La STAM est actuellement construite et en attente de la pose des drains.

I.D. Analyse des polluants et caractérisation de la pollution

La surveillance de la qualité de l’eau sur le site et dans la vallée de l’Automne à l’aval a nécessité l’implantation de nouveaux piézomètres et le suivi trimestriel des concentrations en polluants. De 1997 à maintenant, il y a eu quelques évolutions sur l’emplacement et la nature des piézomètres de surveillance (cf. infra Figure I. 21 pour le suivi actuel). De 1997 à 1999, trois piézomètres ont fait l’objet de prélèvements, F3, F6 et F11. D’autres analyses ont été effectuées sur d’autres piézomètres mais à intervalle de temps irrégulier. Ce n’est qu’à partir de 1999 que la décision de réalisation de campagnes trimestrielles d’analyses a été effective. Ces campagnes étaient ciblées sur dix-huit points de prélèvement dont treize piézomètres, deux sources (Vaucelles et X), un puits (puits A qui collecte l’eau de la tranchée drainante) et deux points de l’Automne (R1 et R2). Les piézomètres étaient répartis en deux groupes : un groupe de huit piézomètres (F8, F5, F7, PZ1C, PZ1L, PZ3, PZ4C, PZ4L) situés au voisinage immédiat de la carrière, et un autre groupe situés dans la nappe alluviale (PZ5, PZ6, PZ7, PZ8 et PZ9). En 2001, un autre point de prélèvement (PZ10) a été ajouté au réseau pour le suivi de la nappe des alluvions. En 2003, compte tenu des résultats d’analyses, il a été décidé d’alléger le dispositif de surveillance. Les points de prélèvements suivants ont été enlevés : - source X (hors panache de pollution) - PZ1C, PZ4L, F7 (hors panache de pollution)

63 - F8 (hors d’usage actuellement) - PZ6 et PZ8 (ne présentent pas de polluants caractéristiques) En 2004, un nouveau point de prélèvement a été ajouté pour l’observation de l’Automne : R3.

Neuf points de prélèvements dans des puits ou sources de particuliers ont été également mis en place.

Figure I. 21 : Réseau de surveillance (a) ensemble du réseau de surveillance (b) zoom sur la zone alluviale

64 I.D.1. Paramètres et polluants analysés

Les paramètres analysés comprennent les éléments organiques principaux regroupés en familles de composés organiques (phénols, HAV et OHV), ainsi que des paramètres intégrateurs : COT, chlorures, NTK et DCO puis DBO5 pour l’Automne. Les analyses sont trimestrielles pour le réseau de surveillance et annuelles pour les réseaux des utilisateurs (puits et sources privés).

I.D.2. Répartition temporelle et spatiale des polluants

Les chlorures peuvent être des indicateurs de dégradation des solvants chlorés. Les valeurs en quelques points de prélèvement des chlorures sur le réseau de surveillance (Figure I. 22) nous indiquent que : - Les PZ4L, PZ5 et PZ6 correspondent à une eau souterraine non ou très peu influencée. - Le PZ3 montre des valeurs très différentes selon les périodes. Les valeurs basses pourraient correspondre aux périodes d’artésianisme observée au niveau de ce piézomètre. - Le PZ9 à l’aval du réseau présente un niveau de chlorures systématiquement supérieur à celui de la rivière, avec une augmentation régulière. - Le PZ7 présente aussi une augmentation mais plus irrégulière, dépassant parfois celle de la rivière. - Le PZ4C, au pied du site présente une augmentation des chlorures depuis 2 ans.

65

NERY SAINTINES - surveillance de l'eau réseau aval -chlorures 70 000

Automne amont R1 980 Pz 3 µg/L

60 000 Pz 4C µg/L Pz 4L µg/L Pz 5 µ g/ L Pz 6 µ g/ L 50 000 Pz 7 µ g/ L Pz 8 µ g/ L Pz 9 µ g/ L

40 000

30 000

20 000

10 000

0 janv-96 janv-97 janv-98 janv-99 janv-00 janv-01 janv-02 janv-03 janv-04 janv-05 janv-06

Figure I. 22 : Analyses de chlorures sur le réseau de surveillance

NERY SAINTINES - surveillance de l'eau réseau aval 10 000 A utomne amont R1 980 Pz 3 µg/L 9 000 Pz 4C µg/L Pz 4L µg/L 8 000 Pz 5 µg/L Pz 6 µg/L Pz 7 µg/L 7 000 Pz 8 µg/L Pz 9 µg/L 6 000

5 000

4 000

3 000

2 000

1 000

0 janv-96 janv-97 janv-98 janv-99 janv-00 janv-01 janv-02 janv-03 janv-04 janv-05 janv-06

Figure I. 23 : Analyse de COT sur le réseau de surveillance

66 Les valeurs du carbone organique total (Figure I. 23) sont généralement faibles et peu différentes entre les points de prélèvement. Toutefois, les PZ7 et PZ8 en aval présentent systématiquement une valeur plus élevée que celle de la rivière.

La variation de la somme des composés organiques volatils (Phénolés, OHV, Ethérés, HAV) (Figure I. 24) montre que : - PZ3 présente les mêmes irrégularités que pour les chlorures (période d’artésianisme). - PZ1L, PZ1C, PZ4C, PZ3, PZ10, situés au pied du site, présentent une tendance à la baisse (un peu plus d’un facteur 10).

NERY - SAINTINES Réseau aval - total COV

1,E+06 R1 total COV R2 total COV R3 total COV 1,E+05 X, total COV vaucelle total COV PZ 10 total COV PZ 1C total COV 1,E+04 PZ 1L total COV PZ3 total COV PZ 4C total COV PZ 4L total COV 1,E+03 PZ 5 total COV PZ 6 total COV PZ 7 total COV PZ 8 total COV 1,E+02 PZ 9 total COV

1,E+01

1,E+00

1,E-01 janv-96 janv-97 janv-98 janv-99 janv-00 janv-01 janv-02 janv-03 janv-04 janv-05 janv-06

Figure I. 24 : Somme des concentrations des composés organiques volatiles sur le réseau de surveillance

Pour les puits et sources privés, on dispose de deux séries d’analyses : mars 2002 et janvier 2005. Un puits privé présente des anomalies en composés organiques. La mesure 2005 y indique une concentration notable en trichloréthylène (33 µg/l). Le captage AEP de Néry présente pour 2005 un résultat légèrement au dessus du seuil de mesure dont une valeur significative en 1,2-dichloroéthane (4,9 µg/l) mais ceci ne semble pas avoir été confirmé par les mesures postérieures.

67 I.E. Analyses complémentaires (S. Razafindratsima) : résultats hydro-physico-chimiques

Outre les analyses de polluants et de certains paramètres (NTK, DCO, DBO5, COT, MES) effectuées par l’ADEME, nous avons effectué plusieurs autres analyses physico-chimiques, dans le but de caractériser l’état d’oxydoréduction de la zone d’émergences du site et de déterminer les phénomènes prépondérants réduisant la pollution.

La méthodologie générale est la suivante : nous avons enfoncé par battage une vingtaine de tubes en acier galvanisé d’une longueur totale de 3 m dans la zone d’émergence. Chaque tube est enfoncé au moins sur 2 m de profondeur pour atteindre la nappe phréatique plus ou moins affleurante au niveau de cette zone. Les mesures sont effectuées, selon le cas, directement dans le tube en acier galvanisé ou en pompant à l’aide d’une pompe à vide l’eau dans le tube. On fait attention, comme expliqué ci-dessous (cf. §I.E.2), pour la mesure de certains paramètres d’éviter tout contact de l’eau à analyser avec l’air qui pourrait fausser les résultats. Pour les analyses en laboratoires (cf. §I.E.6), les récipients sont lavés trois fois avec l’eau pompée dans chaque tube avant le prélèvement effectif. Les tubes ont été placés dans la zone d’émergence de telle façon à avoir une surface maximale de répartition spatiale sachant que des difficultés d’accès dans cette zone existaient quand on a mis en place les tubes. La topographie de la zone d’émergence est représentée sur la Figure I. 25.

68

Figure I. 25 : Carte topographique au niveau de la zone alluviale

Nous allons expliquer les raisons qui nous ont poussé à faire les mesures de certains paramètres et non d’autres.

Le seul couple redox qui a une cinétique rapide et une activité ionique suffisante pour les mesures électrochimiques est le couple Fe3+/Fe2+. Les mesures électrochimiques répondent alors premièrement au couple Fe3+/Fe2+ (les mesures électrochimiques de Eh peuvent même sur-estimer la taille des zones ferro-réductrices (Chapelle et al., 1996)) : si de plus, le pH est neutre et que l’on a un potentiel redox inférieur (encore plus négatif) ou égal à -50 mV, on est en présence de fortes conditions réductrices (ferro-réducteur ou sulfato-réducteur ou méthanogénique) (Christensen et al., 2000). La condition redox prédominante sur le site dépend des quantités et de la présence des éléments chimiques suivants : 2- - 2+ 2+ 4+ - - - des ions dissous : SO4 , HS , Fe , Mn , NH , NO2 , NO3

- des gaz dissous : CH4, N2O et O2.

69 Christensen et al. (2000) proposent une identification des conditions redox par la mesure de quelques composants : Tableau I. 7 : Composants redox et indications

Composant redox Indicateur

Oxygène (O2) Accepteur d’électron, basse concentration (<0,5-1 mg/l) : conditions anaérobies - Nitrate (NO3 ) Accepteur d’électron, sa présence indique des conditions aérobies ou nitrato- réductrices

Protoxyde d’azote (N2O) Intermédiaire dans la conversion des composants azotés, peut être indicateur (gaz dissous) de réduction du nitrate ou nitrification - Nitrite (NO2 ) Intermédiaire dans la conversion des composants azotés, peut être un indicateur de réduction du nitrate Manganèse (Mn2+) Produit final de la réduction du manganèse, indique des conditions anaérobies Fer (Fe2+) Produit final de la réduction du fer, indique des conditions anaérobies 2- Sulfate (SO4 ) Accepteur d’électron, la présence avec une concentration décroissante indique des conditions anaérobies et une réduction des sulfates Sulfure (S2-) Produit final de la réduction des sulfates, indicateur de conditions anaérobies

Méthane (CH4) Créé à partir de la réduction du CO2 ou dégradation/fermentation du carbone organique, indique des conditions anaérobies et méthanogènes

La bibliographie nous indique que les mesures du potentiel redox Eh ne sont pas uniques et le plus souvent, le potentiel mesuré sur le terrain, avec quelque appareil que ce soit, diffère du potentiel calculé à partir des couples redox existants (e.g. Chapelle et al., 1996). Ces auteurs ont montré que les concentrations en hydrogène dissous étaient plus fiables quand elles sont interprétées dans le contexte d’acceptation d’électron. Ces concentrations sont de 7 nM pour un milieu méthanogénique, 1 à 4 nM pour un milieu sulfato-réducteur, 0,1 à 0,8 nM pour un milieu ferro-réducteur et enfin ~0,05 nM pour un milieu nitrato-réducteur ou aérobie. L’explication de ces concentrations est la suivante : des microorganismes fermentateurs

produisent du H2 en milieu anaérobie. Ce H2 est ensuite consommé par d’autres organismes

qui utilisent Fe(III) ou SO4 ou du CO2 comme accepteur final d’électron. Les

microorganismes ferro-réducteurs utilisent le plus de gaz H2, ce qui explique la plus faible gamme de valeur pour cette condition redox. Malheureusement, pour l’étude du site de Néry-

70 Saintines, nous avons cherché, sans succès, un organisme capable de mesurer le H2 dissous dans les eaux avec une précision de la dizaine de nanomole par litre (nM), mais nous n’avons pas réussi à réaliser une telle mesure sur nos échantillons. Tableau I. 8 : Concentration en hydrogène dissous pour différents processus d’acceptation d’électrons (Wiedemeier et al., 1998)

Processus d’acceptation d’électron Concentration en Hydrogène (H2) en nanomoles par litre finale (nM) Dénitrification <0,1 Réduction du fer ferrique 0,2 à 0,8 Réduction du sulfate 1 à 4 Déchloration réductive >1 Méthanogènes 5 à 20

Toutefois, l’analyse de H2 dissous peut prêter à confusion (Chapelle et al., 1996) : elle peut par exemple ne pas être compatible avec tous les aspects de la chimie des eaux observée. Des

mesures de H2 dissous indiquant une prédominance sulfato-réductrice peuvent coïncider avec une zone à très faible concentration en sulfate (<1 mg/l). Il est possible que dans ces zones existe une réduction des sulfates à très faibles vitesses nécessitant beaucoup moins de sulfate, mais d’autres interprétations peuvent aussi émerger. Il faut aussi faire attention à l’existence de zones de passage : entre ferro-réducteur et méthanogénique par exemple, et qui donnerait

des valeurs intermédiares de concentration en H2 (valeur moyenne entre 0,2 et 7 nM, soit 3,6 nM).

Par ailleurs, la cartographie des accepteurs d’électron potentiels (oxygène, sulfate), des produits finaux (méthane ou fer ferreux) ainsi que les nitrate et nitrite peut indiquer les processus redox dans un aquifère contaminé. Les accepteurs d’électrons devraient être en

concentration moindre : par exemple, une teneur faible en sulfate et/ou une présence de H2S, indiquerait un milieu sulfato-réducteur. La concentration en produits finaux devrait être 2+ élevée : la présence d’une concentration élevée de Fe /CH4 est indicateur d’un milieu ferro- réducteur/méthanogène, respectivement. Finalement, le panache anaérobie est entourré généralement, d’une partie aérée (oxygénée) : l’inexistance (ou l’existance mais en

71 concentration très faible) de nitrate aux bords des deux milieux (aérobie et anaérobie) indiquerait une réduction du nitrate sur le site.

Nous représentons sur la figure suivante, nos points de prélèvements :

Figure I. 26 : Emplacement des seize tubes et des neuf piézomètres de mesures

Nous avons alors établi, sur cette partie de la zone d’étude, une carte piézométrique pour déterminer le sens d’écoulement de la nappe des alluvions et des tourbes dans la vallée de l’Automne (Figure I. 27). Elle corrobore le sens d’écoulement mentionné auparavant (vers le nord-est) avec un gradient hydraulique de 2 %.

72

Figure I. 27 : Carte piézométrique au 21 juin 2005

Quant à la température de l’eau de la nappe alluviale, à la date de juin 2005, elle varie aux alentours de 11 °C comme le montre la Figure I. 28 ci-dessous.

Figure I. 28 : Carte de la température au 21 juin 2005

73 I.E.1. Mesure du pH et de l’alcalinité

Le pH indique le caractère acide ou basique d’un milieu. Sa formule est donnée par :

+ pHH=−log ⎣⎡ ⎦⎤ et sa valeur dépend de la dissolution du CO2 atmosphérique dans les eaux, de la dissolution de + l’acide carbonique H2CO3 qui sont directement liés aux concentrations en H mais aussi de la dissociation de l’eau. L’alcalinité de l’eau est sa capacité à accepter les ions H+, elle est liée à la teneur en bicarbonates et en conséquence avec la gamme de pH mesurée. Elle est régie par trois réactions de neutralisation :

+− − ↔+ HCOHOH 3 (neutralisation des hydroxydes)

2 +− − 2- 3 ↔+ HCOHCO 3 (neutralisation du CO3 )

+− - 3 ↔+ COHHHCO 32 (neutralisation du HCO3 ) Il y a une corrélation positive entre les zones à activité microbiologique et l’augmentation de l’alcalinité. L’augmentation de l’alcalinité résulte de la dissolution de la roche dirigée par la production de gaz carbonique produit par le métabolisme des microorganismes. L’alcalinité est importante dans la maintenance du pH de l’eau de la nappe souterraine parce qu’elle tamponne l’eau de la nappe contre les acides générés pendant les biodégradations aérobies et anaérobies. Wiedemeier et al. (1998) pensent cependant que la biodégradation des composants organiques génère rarement suffisamment d’acide pour faire varier le pH de la nappe souterraine.

I.E.1.a. Matériels et méthodes

Après avoir rincé soigneusement les électrodes à l’eau distillée, le calibrage du pH-mètre se fait grâce à deux solutions tampons (pH=4, pH=7). L’électrode qui mesure le pH est une électrode de verre sensible à l’ion H+. Quant à l’alcalinité, elle est mesurée par prélèvement de l’eau sur le terrain et par analyse en laboratoire qui doit être faite quelques heures après le prélèvement.

La méthode utilisée est celle de GRAN qui consiste à faire un dosage par H2SO4 (avec une solution de H2SO4 à 6N, soit C2=1,589 mol/l) On prélève V1=50 ml de la solution à doser et on injecte la solution de H2SO4 à l’aide d’un titrateur digital. On relève le pH à chaque ajout de solution grâce à un pH-mètre muni de son électrode.

La fonction de GRAN est tracée en fonction du volume de H2SO4 ajouté :

74

F=× Volume total 10−−pH mesuré avecle pH mètre avec Volume total=+ Prise d' essai (50 ml ) Volume ajouté nombre de digit sur le titrateur et Volume ajouté = 800 On fait une régression linéaire (Figure I. 29) des points de la fonction de GRAN pour déterminer le volume à l’équivalence (point où la droite de régression coupe l’axe des - volumes ajoutés, soit un volume ajouté Vpoint équivalent). On obtient la concentration en HCO3

par : CV− ×=×prise d' essai CV H SO point équivalent . HCO3 24

9 0,16 8 0,14 7 y = 1,3765x - 0,223 0,12 6 F 5 0,1 pH 4 0,08 3 0,06 2 Fonction de Gran 0,04 1 Vpoint équivalent 0 0,02 Vpoint équivalent

0 5 5 2 0 75 0,1 1 0, 25 0 0, 0 0, 2 0,25 0,025 0, 0,125 0,175 0, 0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25 0,3 Volume d'acide sulfurique ajouté (ml) Volume d'acide sulfurique ajouté (ml) Figure I. 29 : Régression linéaire sur la fonction de GRAN et détermination du volume

équivalent ajouté Vpoint équivalent (cas du piézomètre Pz11)

I.E.1.b. Résultats et interprétations

Nous représentons sur les Figure I. 30 et Figure I. 31 la carte de pH et d’alcalinité. Le pH sur la zone alluviale varie de neutre à légèrement basique. Ces valeurs témoignent la non production d’acide organique, en tout cas pas suffisamment pour avoir une influence sur les mesures de pH. Interprétées seules, elles ne peuvent nous renseigner précisément s’il y a biodégradation ou non. Les valeurs élevées en alcalinité aux environs des tubes T1, T2, T5, T8, T13, T16 et T17 et des piézomètres Pz1C et Pz1L nous renseignent sur une forte activité bactérienne dans ces zones.

75

Figure I. 30 : Cartographie du pH

Figure I. 31 : Cartographie de l’alcalinité (mg/l)

76 I.E.2. Mesure de Eh

Le potentiel d’oxydoréduction de l’eau souterraine est la mesure de l’activité électronique. C’est un indicateur de la tendance d’une solution à accepter ou à transférer des électrons. Généralement, les réactions d’oxydoréduction dans le sous-sol sont biologiquement catalysées par les microorganismes, ainsi, le potentiel d’oxydoréduction dépend de la cinétique de biodégradation et l’influence. La connaissance de ce paramètre est aussi importante parce que certains processus biologiques se manifestent seulement sous une gamme bien définie de ce potentiel d’oxydo-réduction. Pour bien utiliser l’Eh, il est préférable d’avoir au moins une mesure de ce potentiel en amont du panache de pollution. Le contact avec l’air est à éviter pendant la mesure.

I.E.2.a. Matériels et méthodes

La mesure du potentiel redox Eh n’est pas valable par introduction directe de l’électrode Eh dans les tubes en acier galvanisés. Ces tubes ont en effet subi un traitement de surface par immersion dans du zinc fondu pour les protéger de la corrosion de l’acier. Il s’ensuit que si on fait la mesure dans le tube, on est en présence d’une pile électrique entre l’acier et le zinc qui fausse la mesure. Pour cette raison, nous avons réalisé les mesures en pompant une certaine quantité d’eau, en l’introduisant directement dans un erlenmeyer pour qu’il n’y ait pas de contact avec l’air atmospérique qui changerait la valeur du potentiel d’oxydo-réduction. L’électrode utlisée est une électrode en platine (SenTix ORP pour les mesures dans l’eau des tubes et SenSolyt PtA pour les mesures dans les piézomètres). Les précautions ont été prises pour éviter que l’échantillon soit sous vide et éviter ainsi toute perte en élément volatil (Fetter, 1993), de plus le contact avec l’oxygène atmosphérique est aussi évité.

I.E.2.b. Résultats et interprétations

Le Tableau I. 9 montre les valeurs du potentiel redox mesuré sur le terrain. Sur la Figure I. 32, les potentiels sont représentés par des cercles dont la taille est fonction de leur valeur. Les potentiels positifs sont représentés en vert et ceux négatifs, en rouge.

77 Tableau I. 9 : Potentiels redox mesurés dans la zone alluviale

Point de mesure Eh (mV) à une profondeur de moins de 3m Dates T1 13 10/05/05 T2 -45 24/05/05 T3 -64 12/05/05 T4 85 10/05/05 T5 -135 24/05/05 T6 38 10/05/05 T8 -256 24/05/05 T9 133 25/04/05 T10 21 09/05/05 T11 30 03/05/05 T12 14 10/05/05 T13 8 10/05/05 T14 37 09/05/05 T15 35 10/05/05 T16 84 09/05/05 T17 -322 09/05/05 Pz11 75,6 12/05/05 Pz4C -237 12/05/05 Pz10 -291 12/05/05 Pz1C -119,6 12/05/05 Pz2L -271 12/05/05 Pz2C -117,9 12/05/05

Les valeurs positives élevées de ce potentiel (supérieur à 100 mV) n’existent sur le site qu’au tube T9 qui se trouve au sud-ouest, un peu décalé des autres. Toutes les valeurs que nous avons mesurées sont soit des valeurs intermédiaires (variant autour de 30 mV), soit négatives, soit fortement négatives. On peut remarquer que la ligne formé par les points de prélèvements T8, T5, T2, PZ1L constitue un axe à potentiel redox très négatif. Il y a également quelques points comme PZ10 ou PZ4C où le potentiel est inférieur à -200 mV. Toutefois, il n’y pas d’organisation de

78 distribution du potentiel redox, ce qu’on peut dire c’est que la zone à potentiel redox très négatif se trouve au centre de la plaine alluviale. Il est aussi intéressant de considérer les deux piézomètres PZ2C (7,61 m) et PZ2L (13,41 m). Rappellons que PZ2C est crépiné dans les tourbes et PZ2L dans les alluvions. Nous remarquons que le potentiel que nous avons mesuré en PZ2C (-271 mV) et inférieur à celui de PZ2L (-118 mV). On peut dire alors que alluvions et tourbes, dans notre cas, constituent un environnement réducteur, mais les tourbes qui se trouvent en surface (voir cartographie du mur des tourbes à la Figure I. 8) présentent un milieu à Eh plus négatif et donc plus favorable pour la déchloration réductive des polluants.

Figure I. 32 : Potentiel redox (2005)

I.E.3. Mesure de la quantité de chlorures

Bien que le chlorure puisse exister sous différents états d’oxydation (de Cl- à Cl+7), la forme Cl- est la forme majeure qu’on rencontre (Wiedemeier et al., 1998). Le chlorure forme des

79 ions pairs ou complexes avec certains cations présents dans l’eau mais ces ions complexes ne sont pas assez stables pour avoir une concentration significative dans l’eau du sous-sol. Le chlorure ne participe généralement pas aux réactions d’oxydoréduction et ne forme aucun composant chimique complexe avec les autres constituants, sauf si sa concentration est extrêmement élevée. Il n’est pas non plus adsorbé sur les particules solides de l’aquifère (conservatif). Par contre, après la biodégradation des solvants chlorés, les chlorures sont relâchés dans l’eau souterraine et peuvent constituer des indicateurs fiables pour la mise en évidence de ce phénomène.

I.E.3.a. Matériels et méthodes

Une première mesure des quantités de chlorures présents sur le site a été effectuée par dosage par du nitrate d’argent. La présence de chlorure est indiquée par la formation d’un précipité blanc de chlorure d’argent. Dans une prise d’essai de 50 ml, on mesure la différence de potentiel grâce à un titrateur qui injecte du nitrate d’argent à 1 mole/l. On obtient alors une courbe de même allure que celle du pH. On en déduit le volume équivalent et la concentration. Une deuxième mesure de ce paramètre a été effectuée par analyse des anions au DIONEX (cf infra §I.E.6.).

I.E.3.b. Résultats et interprétations

Nous avons comparés les valeurs obtenues par analyse des anions au DIONEX et le dosage au nitrate d’argent que nous reportons sur la Figure I. 33 :

80 450

400

350

300

250 dosage par nitrate d'argent 200 Analyse anions au DIONEX 150

100

Concentration enchlorure mg/l 50

0

1 0 T1 T2 T3 T4 T5 1 C z1 z z2 P Pz4C p Pz1C P Point de prélèvement

Figure I. 33 : Comparaison des concentrations en chlorures analysées au DIONEX et obtenues par dosage au nitrate d’argent Comme nous le verrons au paragraphe § I.E.6.d, la balance ionique sur les analyses effectuées en T8, T12 et T17 présente des erreurs significatives. Les concentrations en chlorures mesurées au DIONEX sur ces échantillons n’ont pas été prises en compte. Le Tableau I. 10 présente les concentrations mesurées en chlorures avec les dates respectives d’échantillonnage. On remarque que les quantités de chlorures peuvent augmenter sensiblement dans le temps selon l’importance de la dégradation des solvants chlorés (T1, T4, T5), même en une journée (Pz1C, Pz2C). Cependant, la dilution par l’eau de pluie par exemple peut également influencer les valeurs. Tableau I. 10 : Dates des dosages des chlorures

Dosage par nitrate d’argent DIONEX N° Tube date Chlorures date Chlorures (mg/l) (mg/l) T1 24/05/05 186,66 10/05/05 150,86 T2 24/05/05 385,95 23/11/04 404,32 T3 13/05/05 63,367 13/05/05 60,36 T4 24/05/05 68,787 10/05/05 12,89 T5 24/05/05 307,44 23/11/04 245,04

81 Pz11 13/05/05 15,781 12/05/05 15,90 Pz4C 13/05/05 50,501 12/05/05 46,63 pz10 13/05/05 95,386 12/05/05 94,41 Pz1C 13/05/05 382,03 12/05/05 356,92 Pz2C 13/05/05 109,15 13/05/05 100,24

Nous avons pu alors cartographier la distribution de chlorure aux environs du site comme le montre la Figure I. 34.

L’Automne

Figure I. 34 : Cartographie des chlorures (mg/l) (2005)

Nous constatons que les fortes concentrations mesurées sur le site se trouvent aux environs des points de prélèvements : T8, T5, T2, PZ1L, T16 et T17 ainsi que dans la région centrale du site. Les concentrations élevées de chlorures coïncident donc avec les valeurs très négatives du potentiel redox. Ces deux informations nous laissent supposer que des conditions très réductrices existent dans cette partie du site, permettant la déchloration des solvants chlorés.

82 I.E.4. Oxygène dissous

L’oxygène dissous est thermodynamiquement le préféré des accepteurs d’électron par les microbes pour la biodégradation du carbone organique. Les bactéries anaérobies sont actives à partir d’un seuil en oxygène dissous de 0,5 mg/l et donc la déchloration réductive ne peut avoir lieu au dessus de cette valeur. C’est pour cela qu’il est important d’avoir une source de carbone dans l’aquifère qui pourrait être utilisée par les microbes aérobies comme substrat primaire. Pendant la respiration aérobie, la quantité d’oxygène dissous diminue jusqu’à ne plus exister. Après cela, les microbes anaérobies utilisent les nitrates comme accepteur d’électron, ensuite ils utilisent le Fe(III), ensuite le SO4 et enfin le CO2 (méthanogenèse) (Wiedemeier et al., 1998). Chaque réaction chimique dans le sous-sol conduit à un potentiel d’oxydo-réduction à travers lequel une déchloration réductive peut ou non avoir lieu. Cette déchloration réductive correspond généralement à une réduction du sulfate et à une méthanogenèse mais la déchloration du tétrachloroéthylène (PCE) et du trichloroéthylène (TCE) peut aussi se faire avec un potentiel d’oxydo-réduction correspondant à une dénitrification ou une réduction de Fe(III). Par contre, la dégradation (déhalogénation) du dichloroéthylène (DCE) et du chlorure de vinyl (CV) sont restreint à des conditions sulfato-réductrices et méthanogènes.

I.E.4.a. Matériels et méthodes

Dans un premier temps, nous avons effectué les mesures à l’aide d’un oxymètre qui donne la teneur en oxygène dissous en mg/l. Il s’agit d’une méthode polarométrique à électrode à membrane perméable à l’oxygène. Pour la calibration, comme la teneur en oxygène est fonction de la température, elle se fait dans l’air atmosphérique tandis que les mesures se font dans l’eau. Comme la taille de l’électrode est supérieure à l’ouverture des tubes, nous avons pompé l’eau. Au contact de l’atmosphère, les mesures n’ont plus été valables. Plus tard, en juillet 2005, l’acquisition d’un nouvel appareil nous a permis de mesurer les concentrations en oxygène dissous directement dans les tubes.

I.E.4.b. Résultats et interprétations

Nous présentons sur la figure Figure I. 35, les concentrations en oxygène dissous que nous avons mesurées dans la zone alluviale de Néry-Saintines. Les mesures ont été effectuées une fois les tubes en acier galvanisés installés. L’eau de la nappe remonte dans chaque tube par le fond, et différentes mesures sur la verticale ont été faites pour montrer que plus on est proche de la surface, plus la quantité d’oxygène dissous dans le tube augmente sans toutefois être

83 élevée (<0,5 mg/l). Dans la majeure partie du site, les teneurs en oxygène dissous au fond de tous les tubes sont nulles.

(b)

A T3 T15 T1 T2 T14 T11 T10 A' 0,40 0,60 0,25 0,15 0,35 0,20 0,20 0,00 0,15 0,10 0,00 0,05 0,05 0,05 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00

Echelle verticale

0

1 B T8 T5 T2 T16 T17 B' 0,40 0,10 0,15 2 0,15 0,00 0,35 0,00 0,05 0,00 0,00 0,00 0,10 0,00 3

4 m Echelle horizontale 050100150200 m

Figure I. 35 : Oxygène dissous mesuré dans les tubes (mg/l) (a) positionnement des tubes de la zone alluviale sur les coupes A-A’ et B-B’, (b) emplacement des tubes au sol et concentrations en oxygène dissous (mg/l)

84 I.E.5. Analyse du fer

I.E.5.a. Objectif

Dans certains cas, le fer Fe(III) est utilisé comme accepteur d’électron pendant la biodégradation anaérobie du carbone organique. Durant ce processus, le fer ferrique Fe(III) est réduit en fer ferreux Fe(II) qui peut se dissoudre dans l’eau. La concentration en Fe(II) peut donc être utilisée comme indicateur de la dégradation anaérobie des hydrocarbures.

I.E.5.b. Analyse du fer total

I.E.5.b.1. Matériels et méthodes

L’analyse du fer total se fait par spectrométrie d’absorption atomique. Cette méthode est basée sur le principe que les atomes libres peuvent absorber la lumière d’une centaine de longueur d’ondes : chaque élément est spécifique, aucun autre élément n’absorbe sa longueur d’ondes. Pour faire passer l’échantillon à l’état gazeux, on utilise soit une flamme soit un four. La spectrométrie d’absorption atomique à flamme analyse seulement les solutions tandis que celle au four analyse les solutions, les boues liquides et les échantillons à l’état solide. L’atomiseur de flamme consiste en un nébuliseur qui convertit l’échantillon en aérosol, l’atomisation se produit dans la flamme qui est alimentée par de l’acétylène. Pour notre cas, cette technique a été utilisée pour les concentrations de l’ordre de la partie par million (ppm) qui est le seuil de détection. Pour des concentrations plus faibles (de l’ordre du billion), l’atomiseur électrothermique (four) est utilisé, en effet, il atomise l’échantillon plus rapidement.

I.E.5.b.2. Résultats

Pour l’analyse du fer total et dissous, nous avons effectué des prélèvements sur 3 piézomètres supplémentaires qui sont Pz13, Pz12 et Pz14 (qui se trouvent en bordure de la D98).

85

Tableau I. 11 : Analyse du fer total

Echantillon Concentration Technique analytique Pz11 8,8 (µg/l) absorption atomique four Pz4C 2,2 (mg/l) absorption atomique flamme Pz10 98 (µg/l) four Pz1C 0,49 (mg/l) flamme Pz2C 3,8 (mg/l) flamme Pz13 3,2 (mg/l) flamme Pz12 195 (µg/l) four Pz14 5,3 (mg/l) flamme

I.E.5.c. Analyse du fer ferreux dissous (Fe2+)

I.E.5.c.1. Matériels et méthodes

L’analyse du fer dissous se fait par spectrométrie à la phénantroline-1,10 selon la norme NF T 90-017. La technique consiste à mesurer l’absorbance du complexe formé (échantillon et réactifs) à une longueur d’onde de 510 nm. Pendant le prélèvement sur le terrain, tous les échantillons ont été acidifiés afin d’éviter l’oxydation du fer dissous. Pour l’établissement de la courbe d’étalonnage, on prépare une série de solutions étalons en diluant des volumes appropriés d’une solution étalon de fer. A chaque solution ainsi préparée, on ajoute 2 ml de solution d’acétate d’ammonium-acide acétique cristallisable et 1 ml de solution de chlorhydrate d’hydroxalamine puis on mélange soigneusement. On vérifie que le pH de la solution est compris entre 3,5 et 5,5. On ajoute 2 ml de solution de phénantroline-1,10 à chacune des solutions étalons et on les conserve 15 mn à l’obscurité. La formation d’un complexe rouge orangé indique la présence de fer dissous. On mesure alors l’absorbance de chacune des solutions étalons à 510 nm à l’aide d’un spectromètre et on trace la courbe d’étalonnage et on détermine une droite de régression.

86 En procédant de la même façon avec notre échantillon, après développement de la coloration et mesure de l’absorbance, on détermine la concentration en Fe2+ à l’aide de la droite de régression.

I.E.5.c.2. Résultats

Le tableau suivant nous montre les teneurs en fer dissous de nos prélèvements sur le terrain. Il faut noter que pour certains points (Pz1, Pz13, Pz12 et Pz14), il a fallu diluer jusqu’à 5 fois l’échantillon à cause de la très forte concentration en fer dissous.

Tableau I. 12 : Analyse du fer dissous

Echantillon Fe2+ [mg/l] Pz11 0,152 Pz4C 0,022 Pz10 0,211 Pz1C 28,785 Pz2C 0,070 Pz13 9,021 Pz12 1,480 Pz14 32,265

I.E.5.d. Interprétations

Sur les 8 prélèvements qu’on a effectué pour l’analyse du fer, nous voyons bien les contrastes de concentrations de fer dissous. Nous savons que le fer dissous est le produit final de la réduction du fer. Donc si la concentration en Fe2+ est élevée, cela veut dire que le milieu est au moins ferro-réducteur. Il faut cependant la mesure d’autres paramètres pour savoir s’il est sulfato-réducteur ou même méthanogène. Dans les piézomètres PZ11, PZ4C et PZ10, PZ2C, PZ12 la concentration en fer dissous est faible. Dans cette partie du site, on peut dire que, soit les phénomènes de réduction ne font que commencer, soit ils sont minimes. Par contre, dans les piézomètres PZ1C, PZ13, et PZ14, les concentrations en fer dissous sont élevées (jusqu’à 30 mg/l). Elles indiquent un milieu très réducteur (des conditions ferro-réductrices existent mais d’autres paramètres comme le H2 dissous doivent être mesurés pour trancher). Toutefois,

87 la répartition spatiale des concentrations de fer dissous est très hétérogène, cela pourrait être lié à la géologie (alternance tourbe et alluvions par exemple) et donc à des chemins préférentiels de la pollution. Dans ce cas de figure, la géophysique pourrait nous être très utile.

I.E.6. Anions et cations

I.E.6.a. Utilité

Nitrate : Après que l’oxygène dissous ait été consommé par les microorganismes, le nitrate peut être utilisé comme accepteur d’électrons pour la biodégradation anaérobie du carbone organique via la dénitrification. Sulfate : Après que l’oxygène et le nitrate aient été consommés par les micro-organismes, le sulfate peut être utilisé par la biodégradation anaérobie comme accepteur d’électrons : c’est la réduction du sulfate qui donne naissance à du sulfure. Néanmoins, dans de nombreux panaches avec des concentrations élevées en sulfate, la déchloration réductive existe encore (Wiedemeier et al., 1998).

I.E.6.b. Matériels et méthodes

Nous avons analysé les concentrations de quelques anions et cations au DIONEX. C’est une méthode basée sur la chromatographie, donc sur la séparation des espèces. La solution à analyser doit être filtrée, elle traverse des colonnes de résines échangeuses d’ions qui ont pour but de retenir les espèces chimiques anioniques/cationiques recherchées. Les quantités d’ions retenues sont converties en concentrations avec des solutions standards de calibration d’une précision de 3 %. Par ailleurs, pour les chlorures, comme mentionné ci-dessus, nous avons également effectué une analyse des chlorures par dosage au nitrate d’argent.

88 I.E.6.c. Résultats

I.E.6.c.1. Anions

Les anions présentés dans le Tableau I. 13 suivants ont été analysés :

Tableau I. 13 : Resultats d’analyse d’anions par DIONEX

- - - - 3- 2- Cl NO2 Br NO3 PO4 SO4 mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l T2 404,32 0 58,45 0 0 0 T5 245,04 0 124,97 0 0 0 T8 326,31 0 23,81 7,91 0 13,51 T9 29,50 0 0 0,77 0 39,64 T11 32,32 0 1,45 0,41 0 10,55 T1 150,86 0 18,72 0 0 0 T4 12,89 0 0 0 0 0,42 T6 26,57 0 0 0,46 0 7,61 T12 365,06 0 9,98 0 0 0 T13 11,81 0 0 0,40 0 0,29 T14 312,76 0 56,51 0 0 0 T16 261,55 0 8,21 0 0 0 T17 310,83 0 4,38 0 0 0 Pz11 15,90 0 0 1,69 0 42,75 Pz4C 46,63 0 0 0 0 47,29 Pz3 25,40 0 0 0 0 20,40 Pz10 94,41 0 3,95 0 0 40,02 Pz1C 356,92 0 31,30 0 0 0 T3 60,36 0 0 0 0 0 Pz2C 100,24 0 0 0 0 81,63

89 I.E.6.c.2. Cations

Nous présentons dans le Tableau I. 14 suivant les cations que nous avons pu analyser sur le site de Néry-Saintines. Tableau I. 14 : Résultats d’analyse de cations par DIONEX

+ + + 2+ 2+ Na (mg/l) NH4 (mg/l) K (mg/l) Mg (mg/l) Ca (mg/l) T2 22,63 1,70 44,65 51,24 305,71 T5 12,67 1,10 2,09 48,78 264,66 T8 26,99 1,80 1,48 29,87 209,93 T9 8,43 6,68 1,44 11,44 67,34 T11 11,59 2,22 4,49 10,81 63,31 T1 56,46 2,39 6,35 27,16 154,84 T4 6,42 2,88 2,71 16,34 103,40 T6 6,67 2,31 7,30 19,97 94,45 T12 17,65 3,06 4,45 22,08 155,11 T13 5,64 2,20 7,55 16,72 99,07 T14 13,38 1,43 3,54 53,76 299,65 T16 164,46 2,66 4,32 29,33 183,97 T17 31,33 2,01 3,46 24,25 156,21 PZ11 7,56 0,00 2,14 16,62 98,18 PZ4C 21,11 0,23 2,69 21,62 129,26 PZ3 9,44 0,14 1,37 15,30 104,33 PZ10 33,70 0,11 2,15 27,91 160,05 PZ1L 250,16 0,69 2,18 27,91 156,57 T3 7,70 3,09 5,60 17,40 109,26 PZ2L 32,76 0,12 1,51 34,69 203,52

I.E.6.d. Balance ionique et discussions

Les solutions aqueuses sont électriquement équilibrées, donc la somme de la concentration en meq/l des anions devrait être égale à la somme en meq/l des cations. La balance est calculée

90 dans le but de vérifier cet état d’équilibre électrique. Pour notre cas, l’équation de la balance ionique s’écrit : - - 3- 2- + + + 2+ 2+ [Cl ]+[Br ]+[NO ]+[SO4 ]+Alcalinité=[Na ]+[NH4 ]+[K ]+[Mg ]+[Ca ] avec [ion] : la concentration de l’ion en meq/l Alcalinité : la concentration en [HCO3-] exprimée en meq/l L’erreur (%) de la balance ionique est calculée selon la relation suivante proposée par Freeze et Cherry (1979) : Concentration en cations(/) meq l− Concentration en anions(/) meq l E =×∑∑100 ∑∑Concentration en cations(/) meq l+ Concentration en anions(/) meq l Les résultats du calcul de la balance ionique sur nos échantillons sont présentés sur le Tableau I. 15. Ce tableau ne représente pas les points T2, T4 et Pz3 sur lesquels nous n’avons pas tous les résultats d’analyse. A part les points de prélèvements T6, T8, T12 et T17, la moyenne des erreurs sur la balance ionique est de 4% pour 13 échantillons. Si l’erreur E est inférieure à 5 %, les analyses sont considérées comme de très bonne qualité (Freeze et Cherry, 1979). De manière plus générale, il est admis qu’une erreur inférieure à 10% est tout à fait acceptable pour les eaux faiblement chargées. Si l’erreur excède 10 %, il se peut qu’un élément majeur pour l’échantillon considéré n’ait pas été analysé. L’élément manquant peut parfois être le carbone organique dissous car il peut s’agir d’un composé ionique organique : ce pourrait être le cas des points T8 et T17 qui présentent des fortes conditions de biodégradation des solvants chlorés (e.g. Eh très négatif cf. supra Figure I. 32) ou les points T6 et T12 avec des valeurs de Eh faiblement positives. Des réactions d’oxydoréductions intenses peuvent exister sur ces points et qui entrainerait des erreurs dans le calcul de la balance ionique.

91 Tableau I. 15 : Calcul de l’erreur E de la balance ionique

+ + + ++ ++ ------Dates\(meq/l) Na NH4 K Mg Ca ∑ + Cl Br NO3 SO4 HCO3 ∑ − E T5 23/11/2004 0,55 0,06 0,05 4,01 13,21 17,89 6,90 1,56 0,00 0,00 12,54 21,00 8% T8 23/11/2004 1,17 0,10 0,04 2,46 10,48 14,25 9,19 0,30 0,13 0,28 16,76 26,66 30% T9 25/04/2005 0,37 0,37 0,04 0,94 3,36 5,08 0,83 0,00 0,01 0,83 4,1 5,77 6% T11 25/04/2005 0,50 0,12 0,11 0,89 3,16 4,79 0,91 0,02 0,01 0,22 3,311 4,47 4% T11 10/05/2005 2,45 0,13 0,16 2,24 7,73 12,71 4,25 0,23 0,00 0,00 7,951 12,43 1% T6 10/05/2005 0,29 0,13 0,19 1,64 4,71 6,96 0,75 0,00 0,01 0,16 4,475 5,39 13% T12 10/05/2005 0,77 0,17 0,11 1,82 7,74 10,61 10,28 0,12 0,00 0,00 7,05 17,46 24% T13 10/05/2005 0,25 0,12 0,19 1,38 4,94 6,88 0,33 0,00 0,01 0,01 7,923 8,27 9% T14 10/05/2005 0,58 0,08 0,09 4,42 14,95 20,13 8,81 0,71 0,00 0,00 10,85 20,36 1% T16 10/05/2005 7,15 0,15 0,11 2,41 9,18 19,00 7,37 0,10 0,00 0,00 8,338 15,81 9% T17 10/05/2005 1,36 0,11 0,09 2,00 7,79 11,35 8,76 0,05 0,00 0,00 7,846 16,66 19% Pz11 12/05/2005 0,33 0,00 0,05 1,37 4,90 6,65 0,45 0,00 0,03 0,89 5,15 6,52 1% Pz4C 12/05/2005 0,92 0,01 0,07 1,78 6,45 9,23 1,31 0,00 0,00 0,98 6,23 8,53 4% Pz10 12/05/2005 1,47 0,01 0,06 2,30 7,99 11,81 2,66 0,05 0,00 0,83 7,581 11,12 3% Pz1 12/05/2005 10,88 0,04 0,06 2,30 7,81 21,08 10,05 0,39 0,00 0,00 10,27 20,72 1% T3 13/05/2005 0,33 0,17 0,14 1,43 5,45 7,53 1,70 0,00 0,00 0,00 5,565 7,27 2% Pz2C 13/05/2005 1,42 0,04 2,86 10,16 14,47 2,82 0,00 0,00 1,70 9,169 13,69 3%

92 I.F. Conclusions sur l’état de connaissance de Néry- Saintines et sur l’état d’oxydoréduction de la vallée alluviale de l’Automne La géologie de Néry-Saintines est formée successivement au niveau du plateau par les calcaires du Lutécien, les sables du Cuisien et le substratum argileux. Dans la vallée aluviale, nous sommes en présence des alluvions tourbeuses et des alluvions sableuses susjacents au sable du Cuisien et au substratum argileux. L’Automne non loin de son exutoire présente un débit moyen d’étiage de 1,7 m3/s et un débit moyen de crue de 2,3 m3/s. En ce qui concerne la carrière, la partie SO de celle-ci a été le lieu de déversement des produits chimiques toxiques. Les produits dissous transitent la nappe de sable du Cuisien avec un flux estimé à 10 tonnes/an. La quantité enfouie dans la carrière quant à elle est estimée à 21000 tonnes. Après constatation de la pollution dans la vallée alluviale, plusieurs actions de rémédiations ont été entreprises dont l’installation d’une tranchée drainante qui n’a jamais fonctionné puisque la construction a été abandonée par deux fois. Il est actuellement prévu la mise en place dans la vallée d’un réseau de drains superficiels enterrés pour baisser d’au moins 1 m le niveau de la nappe et stopper les émanations gazeuses dans l’atmosphère. Plusieurs campagnes d’analyses de polluants ont été effectuées sur ordre de l’ADEME, elles permettent de suivre l’évolution temporelle mais également spatiale de la pollution dissoute. Nous avons effectué plusieurs mesures de quelques paramètres physico-chimiques dont l’alcalinité, le potentiel redox, les anions et les cations majeurs dont les chlorures, l’oxygène dissous et le fer dissous. Il a été mis en évidence que dans la zone alluviale, les zones anoxiques se superposent à la fois aux zones à potentiel redox négatifs mais aussi aux zones à concentrations élevées en fer dissous et en chlorures (Figure I. 36). Ces mesures témoignent des conditions d’oxydoréduction très réductrices qui existent dans la vallée alluviale du côté rive gauche de l’Automne où nous avons effectué nos mesures.

93

Figure I. 36 : superposition des conditions d’atténuation naturelle

94

Chapitre II : Géophysique appliquée à l’étude des sites pollués aux hydrocarbures

95 96 CHAPITRE II : GEOPHYSIQUE APPLIQUEE A L’ETUDE DES SITES POLLUES AUX HYDROCARBURES

Certaines techniques géophysiques permettent de déterminer la géométrie du panache de pollution, l’existence de chemins préférentiels d’écoulement, le transport de la pollution ainsi que la détection des nappes d’hydrocarbures. En effet, ces différentes techniques géophysiques ont pour cible des propriétés physiques qui sont influencées par la présence de polluants, et/ou de flux hydriques. Ce chapitre traitant de la géophysique se divise en trois parties : d’abord une première partie qui synthétise l’état des connaissances actuelles sur les propriétés géophysiques des substances que nous pouvons rencontrer sur des sites pollués aux hydrocarbures. Ensuite, la deuxième partie concerne les méthodes géophysiques utilisables et utilisées pour notre thématique d’étude. Enfin, une troisième partie présente les résultats géophysiques que nous avons pu obtenir durant cette thèse.

II.A. Propriétés physiques adaptées à l’étude de sites pollués aux hydrocarbures

Quelques propriétés physiques comme la résistivité électrique (« simple » ou complexe), la chargeabilité, la permittivité diélectrique, le potentiel spontané et les vitesses acoustiques, sont adaptées à l’étude des sites pollués aux hydrocarbures.

II.A.1. Conductivité (ou résistivité) électrique « simple » ou complexe

La conductivité électrique d’un milieu est la propriété physique qui détermine la capacité de ce milieu à laisser passer plus ou moins le courant électrique. Parmi les méthodes géophysiques, ce sont les méthodes électriques et les méthodes électromagnétiques basse fréquence qui visent à déterminer la conductivité électrique σ (S/m) ou son inverse la résistivité électrique ρ (Ω.m). La conduction électrique peut se faire de deux manières, soit par conductibilité solide, soit par conductibilité liquide électrolytique ; dans les deux cas, il y a un déplacement de charges électriques. On parle de conductibilité solide quand le déplacement du courant se fait par déplacement d’électrons, on parle alors de conductibilité électronique ou métallique. Cette

97 propriété est surtout prépondérante en prospection minière, en particulier pour les gisements des sulfures (pyrite, galène), de certains oxydes (magnétite, hématite), du graphite, de l’or, de l’argent, etc. (Chapellier, 1987). Dans ce cas, la résistivité électrique est de l’ordre de 0,01 Ω.m. Par ailleurs, on parle de conductibilité liquide électrolytique quand le déplacement du courant se fait par les ions qui transportent des charges sous l’effet du champ électrique. Le sous-sol conduit le courant électrique grâce à l’eau qu’il contient (cette eau existe en quantité non négligeable même dans la zone non saturée). La résistivité du sous-sol dépendra donc de la qualité de l’électrolyte (quantité de sels dissous qu’elle contient), de sa quantité (le fait que le milieu soit plus ou moins saturé) et de sa distribution. Les paramètres importants pour le déplacement des ions sont leur mobilité et la viscosité de la phase aqueuse (Tableau II.1). Tableau II. 1 : Mobilité des ions (Chapellier, 1987) Ions Mobilité (10-8 m/s) H+ 36,2 OH- 20,5 SO4-- 8,3 Na+ 5,2 Cl- 7,9 La viscosité de l’eau peut diminuer avec l’augmentation de la température, augmentant ainsi la mobilité des ions et diminuant la résistivité. La variation de la résistivité avec la température est donnée par l’équation suivante (e.g. Chapellier, 1987) :

ρ (Eq. II. 1) ρ = 18 t 1+− 0,0025(t 18) avec ρt la résistivité à la température t (°C) et ρ18 la résistivité à 18°C. La quantité de l’électrolyte dans le sol varie avec la porosité θ du milieu. La porosité totale est définie par le rapport entre le volume des vides et le volume total de la roche, elle est exprimée en %. On parle de porosité effective (ou porosité efficace ou porosité cinématique) quand les vides sont en connexion entre eux pour permettre le passage de fluide. En milieu non saturé, on désigne cette entité par porosité de drainage.

Archie (1942) a établi la relation entre la résistivité d’une formation ρf et la résistivité de l’eau dans la formation ρw. Le rapport de ces deux résistivités détermine une grandeur F appelée ρ facteur de formation. Ce paramètre est proportionnel à la porosité totale φ : Fa==f θ −m . ρw

98 Cette relation appelée loi d’Archie établie pour des milieux sédimentaires sans argile, saturés en eau, donne donc l’expression de la résistivité en fonction de la porosité : -m (Eq. II. 2) ρf = ρw a θ avec a facteur dépendant de la lithologie (a varie de 0,6 à 2 ; a<1 pour les roches à porosité intergranulaire et a>1 pour les roches à porosité de fracture), m facteur de cimentation (m varie de 1,3 pour les sables non consolidés à 2,2 pour les calcaires cimentés). En zone non saturée, on doit tenir compte de la saturation : volume des pores remplis d'eau S = . volume total des pores

La loi d’Archie généralisée pour les formations sédimentaires sans argile s’écrit : -m -n (Eq. II. 3) ρf=ρw a θ S avec n un coefficient variant très peu avec les formations, sa valeur est environ de 2 pour la plupart des formations de porosité normale dont la teneur en eau est comprise entre 20 et 100 %. La conductivité électrique σ d’un milieu contenant de l’argile peut être reliée à la conductivité du fluide σ fluide par la relation de Waxman et Smits (1968) : σ σσ=+fluide F surface où F est le facteur de formation défini avec la loi d’Archie, et σ surface la conductivité de surface de l’argile.

On peut exprimer la conductivité des sols et des roches en expression complexe : (Eq. II. 4) σ (ωσωσω )= '( )+ i ''( ) où σ’ représente la composante liée au courant de conduction tandis que σ’’ est plutôt lié à la polarisation.

Pour les mélanges sédiments grossiers-sédiments fins-fluides, les propriétés électriques sont simulées en basse fréquence (<1000 Hz) avec un modèle en parallèle (Comas et Slater, 2004) entre (a) la conductivité électrolytique σel à travers la matrice poreuse (Archie, 1942) et (b) la * conduction ainsi que la polarisation dans la double couche électrique σ surf (Vinegar et

Waxman, 1984). Les deux termes dépendent de la conductivité du fluide σfluide.

99 Soit : ** (Eq. II. 5) σσσσσ=+'''ii =el + surf = σσ el +' surf + σ '' surf avec : ⎛⎞1 σσel = ⎜⎟fluide ⎝⎠F soit : ⎛⎞1 (Eq. II. 6) σσσ''=+⎜⎟fluide surf ⎝⎠F et

(Eq. II. 7) σ ''= σ ''surf

σ ' est donc liée à la conductivité électrolytique mais aussi à la conductivité de surface (σ 'surf qui dépend de la conductivité du fluide) tandis que σ '' est uniquement attribuée à la polarisation de surface (σ ''surf qui dépend aussi de la conductivité du fluide).

II.A.2. Chargeabilité

Quand on applique un courant électrique dans le sol, la différence de potentiel mesurée en surface n’est pas obtenue instantanément ; de même, quand on cesse d’injecter le courant électrique, la différence de potentiel ne revient pas instantanément à zéro. La raison principale est qu’il y a une accumulation locale des charges. Cette accumulation de charge entraîne une dépendance fréquentielle de la résistivité : c’est la Polarisation Provoquée (PP) (nommé en anglais induced polarization, IP). Quand on cesse d’appliquer le courant électrique, les charges reviennent à leur état initial et ceci, en prenant un certain temps : on parle alors de temps de relaxation (c’est le temps que met le voltage mesuré en surface pour revenir à zéro). Comme nous l’avons vu plus haut, (§IIA.1), il est d’usage de représenter la résistivité électrique sous forme complexe pour prendre en compte la polarisation, soit : (Eq. II. 8) ρ(ωρωρω )= '( )+ i ''( ) où ρ 'et ρ '' sont les composantes en phase et en quadrature, respectivement, de la résistivité complexe, ω la pulsation et i2=-1. La représentation la plus commode est : (Eq. II. 9) ρ()ωρωφω= ()exp()[i ]

100 2 2 ⎛ρ '' ⎞ avec ρ(ωρρ )=+() ' ( '') , l’amplitude et φ = arctan ⎜⎟, la phase. ⎝⎠ρ ' Pour notre cas, nous allons nous limiter à la basse fréquence, aux environs de 10 mHz à 10 kHz. Dans cette gamme, on a deux manifestations de la PP. La première à basse fréquence, est l’effet de la double couche électrique (dont un cas particulier est la polarisation de membrane), la deuxième pour les plus hautes fréquences est attribuée à l’effet Maxwell- Wagner (dont le cas particulier est le déplacement des charges au niveau d’une hétérogénéité, notamment sur les matériaux argileux) (Vanhala, 1997; Kemna et al., 2004; Chambers et al., 2005). Actuellement, les valeurs précises de ces deux gammes de fréquences ne sont pas connues. En ce qui concerne la polarisation de membrane, dans les sédiments il existe des cations et des anions de mobilités différentes. Il se peut que les anions, généralement de taille plus grande que les cations, soient bloqués aux environs des pores, il se forme alors des surfaces chargées négativement. Ces surfaces chargées négativement attirent les cations et une double couche électrique se forme. Lorsque le courant est appliqué, l’équilibre de la double couche est rompu et une nouvelle forme d’équilibre s’établit sur une certaine période de temps. Quand on cesse d’appliquer le courant, les charges reviennent à leur première position d’équilibre. Outre la taille des ions, la plupart des minéraux ont une charge nette négative à l’interface entre la surface de la roche et le fluide contenu dans les pores (comme présenté précédemment pour des minéraux argileux), les cations sont attirés et il y a une concentration de ces charges qui peut atteindre 10-8 m d’épaisseur. Si la taille des pores est de cet ordre de grandeur, le déplacement des ions peut être empêché lors de l’application d’un courant électrique produisant une polarisation (Chouteau et Giroux, 2005). La polarisation peut être mesurée de deux manières : - soit on mesure en domaine temporel la décroissance du potentiel après une impulsion de courant, - soit on mesure en domaine fréquentiel le changement de phase entre le courant d’injection et la différence de potentiel créée. Dans le domaine temporel, par définition, le rapport de la différence de potentiel mesurée immédiatement après la coupure du courant avec la différence de potentiel maximum mesurée pendant la transmission du courant s’appelle la chargeabilité. On utilise également le terme de chargeabilité intégrale pour désigner la surface sous la courbe de décroissance du potentiel entre deux instants t0 et t1 (Eq. II. 10) :

101 1 t1 (Eq. II. 10) mV= ()tdt Vtt− ∫ max() 1 0 t0 où V est le potentiel mesuré à l’instant t et Vmax est le potentiel de normalisation, t0 et t1 sont respectivement le temps initial et le temps final de mesure. En domaine fréquentiel, les paramètres de la polarisation sont : - le « Percent Frequency Effect » défini par : σ ω −σ ω )()( (Eq. II. 11) PFE 100∗= 1 0 ωσ 0 )( - le « Metal Factor », défini par :

(Eq. II. 12) MF= a ∗−σ ()ωσω10 () avec ω0 et ω1 correspondant respectivement aux basse et haute fréquences relatives, a étant une constante adimensionnelle.

Ces paramètres de PP mesurent le rapport entre les propriétés capacitives et conductrices des matériaux dans les basses fréquences. La composante capacitive à basse fréquence σ '' est principalement contrôlée par les mécanismes de polarisation électrochimique tandis que la composante conductrice à basse fréquence σ ' dépend essentiellement de la conduction de l’électrolyte dans le milieu. Ainsi, ces paramètres de PP sont sensibles au rapport entre la conductivité de surface et la conductivité totale. Le « Metal Factor » et la chargeabilité normalisée sont directement liés aux propriétés chimiques surfaciques des matériaux et sont très utiles pour caractériser les changements de lithologie mais également de géochimie (Lesmes et Frye, 2001).

II.A.3. Permittivité diélectrique

Pour les très hautes fréquences (de 10 MHz à 1 GHz), on utilise la permittivité complexe (e.g. Chelidze et Gueguen, 1999; Cosenza et al., 2003; Razafindratsima et al., 2003) : (Eq. II. 13) ε (ωεωεω )= '( )+ i ''( )

L’application d’un champ électrique à un milieu quelconque provoque un courant de charges dites libres mais également une redistribution locale des charges dites liées. C’est cette redistribution qu’on qualifie de polarisation (Gueguen et Palciauskas, 1992). On distingue :

102 - la polarisation électronique due à la distorsion des couches électroniques par rapport au noyau atomique, - la polarisation ionique due au déplacement relatif des ions chargés par rapport aux autres, - la polarisation dipolaire due à l’orientation des molécules dipolaires suivant la direction du champ électrique appliqué, - la polarisation de charges d’espaces : accumulation des charges positives d’un côté et des charges négatives de l’autre. La somme de ces phénomènes de polarisation élémentaires constitue la polarisation totale du milieu. A l’échelle macroscopique, la polarisation est décrite par le coefficient ε appelé permittivité diélectrique du milieu. Cette grandeur caractérise donc la polarisabilité mais aussi la vitesse d’une onde électromagnétique quand celle-ci traverse le milieu (e.g. Theimer et al., 1994). Il est d’usage également d’utiliser la permittivité diélectrique relative ou constante diélectrique κ définie par le rapport entre la permittivité diélectrique du milieu ε et la -12 permittivité diélectrique du vide ε0 (ε0 = 8,854187×10 F/m) :

ε κ = ε 0

La polarisation dépend de la fréquence du champ électrique appliqué : quand le champ varie suffisamment lentement, les charges liées varient aussi et la polarisation reste à l’équilibre : à chaque valeur du champ électrique correspond une valeur de polarisation. Par contre si le champ électrique oscille rapidement, il se peut que certains des processus de polarisation cités ci-dessus n’aient plus le temps de suivre et cessent de contribuer à la polarisation totale. En bref, la polarisation totale décroît lorsque la fréquence croît, et cette dépendance de la permittivité avec la fréquence constitue une méthode importante pour la prospection du sous- sol.

La permittivité diélectrique relative est la propriété cible en électromagnétisme haute fréquence (cf §II.B.3) : les changements significatifs de ce paramètre produisent la réflexion des ondes radar à l’interface entre matériaux (e.g. Comas et al., 2004). Rejiba et al. (2005) ont également montré que les sondes time domain reflectometry (TDR) pouvaient être sensibles à la variation de ce paramètre selon le degré d’hétérogénéité du milieu.

103 Sauck et al. (1998) ont remarqué que les études effectuées au moyen du ground penetrating radar (GPR) ou radar-sol sur des sites pollués aux hydrocarbures sont ambiguës et semblent être dépendantes du site concerné. Une atténuation du signal radar aux alentours de la concentration en gasoil, dans la frange capillaire au-dessus du niveau statique, est observée, avec une zone d’ombre (zone d’atténuation de l’onde radar) coïncidant avec la contamination en hydrocarbure.

Bien que beaucoup d’hypothèses aient été avancées pour expliquer l’existence de la zone d’ombre observée dans les enregistrements du GPR, au-dessus des contaminations en LNAPL (Light Non-Aqueous Phase Liquids), il est clair que l’effet d’ombre indique seulement une atténuation de l’onde radar due à la conductivité élevée associée à la biodégradation du panache de LNAPL (Sauck et al., 1998). A une fréquence donnée, il est bien connu que l’atténuation de l’impulsion radar est fonction de la conductivité du sol. Quand la conductivité croît, la profondeur de pénétration de l’impulsion décroît (Telford et al., 1990). Ainsi, dans les endroits où la conductivité est plus forte, on observe la zone d’atténuation du signal radar. A partir de ces constatations, Sauck (2000) a établi un modèle de structure d’une panache d’hydrocarbure léger dans des sédiments sableux. Selon l’état de minéralisation du milieu, suivant la biodégradation des hydrocarbures non miscibles, la réponse géophysique peut être plus ou moins conductrice. Une très forte atténuation de l’onde radar est associée à une conductivité élevée du milieu, le radar peut donc être utilisé pour détecter la présence de LNAPL (Figure II. 1). Sauck et al. (1998) ont ainsi bien observé la surface libre de la nappe avec une très forte réflexion expliquée par une croissance de la permittivité relative des sables humides ( εr =9 ) aux sables saturées en eau (εr =25 ). Ils ont aussi observé une zone d’atténuation de la réflexion des ondes radar, bien corrélée avec la zone contaminée en hydrocarbures. Contrairement à d’autres observations (Daniels et al., 1992; De Ryck et al., 1993; Redman et al., 1994; Campbell et al., 1996), Sauck et al. (1998) ont remarqué que le signal commence à être atténué, non au-dessus de la surface libre interprétée de la nappe mais bien en dessous, et ce signal reste faible jusqu’à la fin de l’enregistrement.

104

Figure II. 1 : La zone d’ombre (shadow zone), coïncidant avec la zone contaminée au LNAPL et la surface libre (WT : water table) observées pour un temps d’acquisition total de 400 ns et une féquence de mesure de 100 MHz (Sauck et al., 1998)

II.A.4. Potentiel spontané

Le potentiel spontané est le paramètre qu’on mesure avec la méthode de la polarisation spontanée (PS). C’est un potentiel électrique (généralement exprimé en V ou en mV) généré naturellement (sans intervention humaine) dans le sous-sol. Il peut se décomposer en potentiel électrocinétique, en potentiel de diffusion, en potentiel de Nernst et en potentiel de contact électrolytique. Le potentiel électrocinétique (ou d’électrofiltration) se manifeste quand une solution ionique se déplace à travers un élément poreux. Il est généralement négligeable sauf lorsqu’il y a une forte topographie du terrain ou lorsque la végétation influence beaucoup la quantité d’eau infiltrée alimentant la nappe. Beaucoup de travaux ont été effectués concernant ce potentiel, notamment dans la zone saturée mais aussi la zone non-saturée (Hovhannissian, 2000; Titov et al., 2002; Revil et al., 2003; Revil et al., 2004) ainsi que son utilisation pour la déduction des propriétés hydrauliques des aquifères (Darnet et al., 2003; Suski et al., 2004). Le potentiel de diffusion est le fait d’une différence de mobilité entre les ions constituant une solution de concentration variable. Le potentiel de contact électrolytique est généré quand on est en présence de cellules galvaniques (ou cellules voltaïques ou cellules électrochimiques), c’est-à-dire quand deux électrodes de même nature sont plongées dans une solution électrolytique, sur des endroits où

105 les concentrations peuvent être différentes. Si les conditions de mesures ne sont pas les conditions standards, on parle de potentiel de Nernst, donné par la formule :

⎛⎞C V =−59.1 × log ⎜⎟1 ⎝⎠C2 L’association des deux potentiels précédents (potentiel de diffusion et de Nernst) définit le potentiel de membrane. Ce potentiel peut être mesurable sur le terrain et avoir une valeur significative. Le terme potentiel de minéralisation regroupe le potentiel de diffusion, de Nernst mais aussi de contact électrolytique. Sato et Mooney (1960) résument différentes théories sur les relations entre le potentiel de minéralisation et l’état d’oxydoréduction du milieu : des théories associent le potentiel spontané à l’oxydoréduction, d’autres considèrent que l’oxydoréduction joue un rôle secondaire et même négligeable dans la génération de ce potentiel. Ils proposent ensuite la théorie suivante : le potentiel est généré par une réduction des agents oxydants en surface, dans la zone non saturée, et une oxydation des agents réducteurs en profondeur. Le minéral conducteur, l’or dans leur cas, sert juste pour le transport d’électrons entre les oxydants et les réducteurs. Dans la zone non saturée, le mécanisme est contrôlé par la réduction de l’oxygène et génère un potentiel variant de 0,2 à 0,7 V. En profondeur, le potentiel est contrôlé par l’équilibre d’oxydoréduction des minéraux riches en fer et varient entre 0 et 0,3 V. Ce même modèle propose les différences de potentiels pour les différents minéraux suivants : graphite 0,8 V ; pyrite 0,7 V ; covelline 0,6 V ; chalcosine 0,5 V ; galène 0,3V. Bigalke et Grabner (1997) quant à eux proposent que les anomalies de PS de la croûte terrestre peuvent être provoquées par des processus électrochimiques assimilables aux cellules galvaniques (ou cellules voltaïques ou cellules électrochimiques) : une minéralisation de conduction électronique très prononcée sert d’intermédiaire entre différentes régions à potentiel d’oxydo-réduction différents. Ils appellent leur modèle : géobatterie. La théorie de liaison du potentiel spontané avec la variation du potentiel d’oxydoréduction a connu un regain d’intérêt ces dernières années, notamment avec les travaux de Naudet et al. (2003), Minsley et al. (2004), Naudet et al. (2004) et Naudet et Revil (2005). D’autres sources de potentiel électrique peuvent cependant être citées, elles sont généralement d’effet mineur : il s’agit des variations de température, de l’effet bioélectrique au passage d’une zone de clairière à une forêt, des courants telluriques (courant induit par le champ magnétique terrestre) et enfin des corrosions métalliques. Enfin, il y a un potentiel ayant pour

106 origine les réactions d’oxydo-réduction dans le milieu (Naudet et al., 2003; Naudet et al., 2004; Naudet et Revil, 2005; Maineult et al., 2006). Ce potentiel peut avoir une valeur jusqu’à 400 mV sur un site où le processus d’oxydoréduction est important (e.g. Naudet et al., 2003).

II.A.5. Vitesses acoustiques

Dans un milieu homogène, infini, isotrope et élastique, deux sortes d’ondes mécaniques peuvent principalement se propager : les ondes P et les ondes S. Le premier type d’ondes est appelé ondes longitudinales, ondes de compression/dilatation ou ondes primaires P car ce sont elles qui arrivent en premier. Le second type d’ondes correspond à un mouvement de cisaillement (le mouvement des particules dans ce cas se fait perpendiculairement à la direction de propagation). On les appelle des ondes transverses, ondes de torsion ou ondes secondaires S car ce sont elles qui arrivent en second. Ces vitesses s’expriment en fonction des paramètres d’élasticité.

Les expressions des vitesses acoustiques de compression VP et de cisaillement VS sont (Gueguen et Palciauskas, 1992) :

4 K + μ (Eq. II. 14) V = 3 P ρ et

μ (Eq. II. 15) V = S ρ avec K le module d’incompressibilité de la roche [Pa]

μ le module de cisaillement [Pa]

ρ la masse volumique de la roche [kg.m-3]

K est lié au module d’Young E et au coefficient de Poisson ν par la relation :

E (Eq. II. 16) 3K = 12− ν Mais les vitesses acoustiques dépendent également de la porosité. La formule la plus couramment utilisée est celle de Wyllie et al. (1956; 1958) en milieu saturé :

11θ −θ (Eq. II. 17) =+ VVPf V m

107 avec Vf la vitesse de l’onde dans le fluide et Vm la vitesse de l’onde dans la matrice rocheuse.

Cette loi de Wyllie permet de déterminer la porosité d’après la mesure des vitesses. Il existe aussi d’autres ondes qui apparaissent et qui se propagent le long des surfaces : elles agissent comme guide d’ondes. Ces ondes sont appelées ondes de surface ou ondes guidées. Les ondes guidées sont principalement des ondes de Rayleigh et des ondes de Love. Les ondes de Rayleigh ont un mouvement de particules elliptique rétrograde dans le plan perpendiculaire à la surface de la direction de propagation. Les ondes de Love sont des ondes S, polarisées horizontalement, la direction de polarisation étant perpendiculaire à la direction de propagation. En sismique terrestre, la surface libre (limite air/formation) donne naissance aux ondes de Rayleigh. La zone altérée de surface agit comme un guide d’onde qui donne naissance aux ondes de pseudo-Rayleigh et de Love.

Par ailleurs, l’amplitude A d’une onde plane décroît avec la distance x selon une loi exponentielle, nous parlons d’atténuation de l’onde acoustique :

−α x A = Ae0 avec A0 l’amplitude initiale de l’onde, x la distance x et α le coefficient de décroissance.

II.A.6. Propriétés physiques de quelques matériaux et état de l’art de l’utilisation de ces propriétés pour l’étude de sites pollués aux hydrocarbures

Les différents matériaux que nous rencontrons à Néry-Saintines (hydrocarbure, tourbe, argile, eau douce ou contaminée) peuvent se distinguer par des valeurs caractéristiques de propriétés physiques.

II.A.6.a. Hydrocarbures en dégradation

Il est bien connu que les LNAPL ainsi que les DNAPL (Light/Dense Non Aqueous Phase Liquids, respectivement) sont caractérisés par une faible conductivité électrique et une faible permittivité relative par rapport à la conductivité électrique et la permittivité relative élevées

108 des nappes souterraines (Daniels et al., 1992; De Ryck et al., 1993; Brewster et Annan, 1994; Redman et al., 1994; Campbell et al., 1996).

Cependant, plusieurs auteurs dont Monier-Williams (1995) ont remarqué de bonnes corrélation entre la contamination en hydrocarbure léger et l’augmentation de la conductivité électrique. Des acides organiques sont produits par la dégradation des hydrocarbures. Comme l’eau au sein du panache peut dissoudre les ions provenant de la matrice solide, cette eau contient significativement d’éléments dissous et le milieu contaminé en LNAPL est caractérisé par une conductivité électrique élevée. Cette explication est conforme aux résultats du sondage électrique, de l’imagerie électrique et de la mesure du potentiel spontané effectués par Sauck et al. (1998). Atekwana et al. (2004) ont essayé de mettre en évidence les relations entre propriétés conductrices des composés organiques et leur biodégradation. La conductivité en zone non contaminée aux hydrocarbures est faible : 18 mS/m (soit 56 Ωm) comparée à la conductivité dans la zone contaminée : supérieure à 32 mS/m (soit 31 Ωm). Leurs résultats ont montré que des pics de conductivité sont observés dans les lieux fortement pollués en hydrocarbures pétroliers et où une réduction du nitrate, du sulfate et du fer ont lieu. Dans le même emplacement, le carbone inorganique dissous (Dissolved Inorganic Carbon ou DIC) a une valeur élevée (≈140 mg/l) tandis que δ13CDIC (isotope stable du carbone) est soit plus négatif

(-24.2 %) soit plus positif (+1.8 %). De telles valeurs élevées en δ13CDIC dans les zones contaminées en hydrocarbures sont témoins de la dégradation des hydrocarbures par méthanogenèse (Atekwana et al., 2004). Comparée aux zones non contaminées, la proportion de cations majeurs est élevée. Atekwana et al. (2004) conclut que la conductivité élevée est reliée à des processus d’oxydo-réduction microbiens, c’est à dire que des processus de dégradation des minéraux dans les zones à activité biologique élevée, stimulés par la présence d’hydrocarbures et d’accepteurs d’électrons (e.g. oxygène, nitrate, sulfate, fer) ont lieu.

Récemment, Atekwana (2006) a étudié les changements physiques induits par le développement des biofilms sur la surface des substrats (substance sur laquelle ou dans laquelle le microorganisme vit et se développe) et à l’intérieur des pores de la matrice rocheuse. L’amélioration de l’activité microbienne résulte principalement de l’activité anthropique (apport supplémentaire en nutriment, substance que le microorganisme digère ou métabolise pour avoir de l’énergie, ou en carbone organique). Les microbes s’attachent alors aux surfaces minérales de la matrice rocheuse par hydrophobicité de la surface solide

109 (contrôlée par l’existence de molécules organiques sur la surface), par interaction électrostatique et/ou par les forces de van der Walls. La conséquence est une réduction de la porosité cinématique et donc de la perméabilité hydraulique. Au niveau du changement chimique induit par l’activité microbienne, la concentration en carbone organique (substrat et nutriments) décroît avec le temps tandis que les produits dérivés s’accumulent à l’intérieur des pores. L’abondance des derniers accepteurs d’électrons (DAE) gouverne l’utilisation des nutriments par les microbes pendant la consommation des carbones organiques. Les DAE sont 3- 2- utilisés selon l’ordre : O2, NO , Fe(III), Mn(IV), SO4 et CO2. Comme les DAE sont consommés, la consommation des carbones organiques produit de l’acide organique et du gaz carbonique. Tandis que le pH du fluide contenu dans les pores diminue, les acides organiques améliorent la dissolution des sédiments minéraux constituant la matrice rocheuse. L’augmentation de la concentration en sels minéraux justifie la conductivité électrique élevée.

Les propriétés électriques des hydrocarbures non miscibles (NAPL – Non Aqueous Phase Liquid) dans le milieu naturel en présence d’eau changent de résistantes à conductrices au cours du temps du fait de la biodégradation. L’augmentation de la conductivité électrique dans la zone non saturée au-dessus du panache de polluant peut-être expliquée par l’acidification du sol humide et par l’augmentation de CO2 généré par la biodégradation de l’hydrocarbure ; l’eau provenant des précipitations percole par dessus et devient riche en acide carbonique, lessive les ions de la matrice solide et rend ainsi la zone non saturée plus conductrice.

Les études effectuées dans les premiers mois ou premières années de la contamination peuvent être cohérentes avec le fait que le milieu contaminé est résistant électriquement, mais à long terme, après que le mécanisme de biodégradation ait été suffisamment en place, cette approche n’est plus valable. Néanmoins, il pourrait y avoir un temps intermédiaire, pendant lequel une petite anomalie conductrice pourrait être observée.

Sur le site de Néry-Saintines, la pollution date de plus de 30 ans. Avec les méthodes géophysiques que l’on va utiliser, il serait logique d’attendre une réponse conductrice là où c’est pollué. Quand la pollution a une réponse relativement résistante (pollution récente ou absence de conditions favorisant la biodégradation) ou s’il existe des ambiguïtés quant à la détermination de l’origine d’une anomalie conductrice, les méthodes basées sur l’amplitude de la résistivité électrique (ou résistivité « simple »), employées seules ne peuvent apporter

110 que des résultats moyennement satisfaisants. La prise en compte de la phase, i.e. de la polarisation, peut dans ce cas être très utile pour une meilleure connaissance de la pollution. Vanhala (1997) a fait des expériences en laboratoire avec comme polluant des produits pétroliers. Les spectres de l’amplitude et de la phase sont tous les deux influencés par la présence de ces polluants. En effet, l’amplitude et la phase diminuent à cause de la contamination. Si la pollution a le temps de devenir plus mature, l’amplitude et la phase augmentent à nouveau et dans certains échantillons, le spectre de phase présente une courbe montante convexe (concavité vers le bas). L’accroissement de l’amplitude est quant à lui, imprévisible et ne présente pas de relation évidente avec les paramètres d’expérience (taille des grains, minéralogie, teneur en eau, type de polluants et leur concentration dans le sol). Ces valeurs de l’amplitude et de la phase changent au fur et à mesure que le temps avance (jusqu’à plusieurs semaines). Les résultats de Vanhala (1997) sur le terrain corroborent ceux que nous avons énoncés dans les paragraphes précédents concernant la conductivité électrique qui peut augmenter quand le nombre d’ions libres dans l’électrolyte augmente au contact de la pollution. Cette augmentation de la conductivité fait qu’il y a une diminution de la phase, puisque l’épaisseur de la double couche électrique diminue et par conséquent, l’effet de polarisation provoquée (PP) diminue également. Toutefois, il peut arriver que même si la conductivité augmente, la phase augmente aussi : de plus amples études devraient être entreprises pour clarifier ce mécanisme. Il faut notamment faire attention quand il existe sur le terrain, même en faible quantité : des minéraux argileux, du silt ou des éléments métalliques enfouis. Dans ces cas, les anomalies de phase ne sont pas forcément indicatrices de pollution. Vanhala (1997) propose que, puisque le spectre de phase pour le mélange de sable et de till (dépôt glaciaire constitué d’argile, de sable, de gravier et de blocs rocheux mélangés) non contaminé a la même forme sur une large gamme de teneurs en eau, lors d’un suivi de site, une instabilité du spectre de la phase (variation temporelle ou spatiale) serait indicatrice de la présence de la pollution. Généralement, la réponse PP est liée à la présence d’argile : l’effet spectral observé est attribué soit au fait que les molécules organiques collent à la surface des minéraux argileux, empêchant les échanges cationiques, soit à une polymérisation du toluène catalysé par l’argile (Vanhala et al., 1992; Vanhala, 1997). Mais la réponse PP est également associée à la contamination organique avec de faibles quantités d’argile dans le sol : les zones non contaminées sont caractérisées par des spectres de phase pratiquement plats dans les basses fréquences (<10 Hz). Les zones contaminées sont caractérisées par une augmentation de la phase, de la plus basse fréquence à la fréquence

111 moyenne. Le maximum de la phase est toujours observé pour la plus haute fréquence (Vanhala, 1997; Aal et al., 2006). 1 100

(a) (c)

0.1 10 (mrad) ' (S/m) σ φ 0.01 1

0.001 0.1

0.1 1 10 100 1000 0.1 1 10 100 1000 Fréquence (Hz) Fréquence (Hz)

0.001

(b)

0.0001 VRP9C VRP9D VRP4C (hydrocarbure résiduel) '' (S/m)

σ VRP1D (hydrocarbure dissout) 1E-005 VRP1C (hydrocarbure résiduel) VRP5D (hydrocarbure dissout) VRP4D (hydrocarbure dissout) VRP5C (hydrocarbure résiduel) 1E-006

0.1 1 10 100 1000 Fréquence (Hz) Figure II. 2 : Spectres de résultats PP en zone saturée contaminée pour une gamme de fréquence de 0.1 à 1000 Hz : (a) parite réelle de la conductivité (b) partie imaginaire de la conductivité (c) phase de la conductivité. Les symboles remplis de couleur noire représentent les lieux non contaminés, ceux en blanc représentent les phases résiduelle et dissoute de la contamination (Aal et al., 2006)

112 0.1 100

0.01 10

0.001 1 (mrad) ' (S/m) φ σ

0.0001 0.1

(a) (c) 1E-005 0.01

0.1 1 10 100 0.1 1 10 100 Fréquence (Hz) Fréquence (Hz)

0.001

VRP5A 0.0001 VRP4A VRP9B

1E-005 VRP1A '' (S/m) ''

σ VRP9A VRP4B 1E-006 VRP5B VRP1B (b) 1E-007

0.1 1 10 100 Fréquence (Hz) Figure II. 3 : Spectres de résultats PP en zone non saturée contaminée pour une gamme de fréquence de 0.1 à 1000 Hz : (a) parite réelle de la conductivité (b) partie imaginaire de la conductivité (c) phase de la conductivité. Les symboles remplis de couleur noire représentent les lieux non contaminés, ceux en blanc représentent les phases résiduelle et dissoute de la contamination (Aal et al., 2006)

Les Figure II. 2 et Figure II. 3 montrent des exemples de différences de spectre de réponses PP entre milieu contaminé et milieu non contaminé. Les spectres de phase sont croissants dans les deux cas, mais la valeur de la phase pour les milieux non contaminés est systématiquement inférieure à celle des milieux contaminés. Dans la zone saturée, des valeurs de la phase à 5 mrad en basse fréquence sont indicatrices de pollution, contre des valeurs inférieures à 1 mrad indicatrices de non-pollution. Les valeurs intermédiaires sont difficilement interprétables.

113 Par ailleurs, quelques chercheurs attribuent l’effet PP au développement bactérien et donc à la formation de biofilms, qui obstruent les pores et qui bloquent la circulation normale des particules chargées (Ntarlagiannis et al., 2005; Atekwana et al., 2006). Pour bien identifier les zones polluées avec la méthode PP, il est préférable de prélever au moins deux échantillons de sol sur le terrain et de faire les comparaisons en laboratoire : il faut que le premier échantillon soit prélevé dans un milieu connu pour être exempt de pollution et que le deuxième soit prélevé dans un milieu connu pour être pollué.

L’utilisation de la PP sur les sites pollués est très en vogue (Ntarlagiannis et al., 2005; Aal et al., 2006; Atekwana et al., 2006). Cette méthode permet de lever les indéterminations posées par les méthodes électriques et les méthodes électromagnétiques surtout quand les polluants existent mais qu’ils fournissent une réponse relativement résistante. Par ailleurs, établir des corrélations entre les réponses PP et certains paramètres physico-chimiques comme le potentiel d’oxydo-réduction ou la quantité de chlorure (liés à la biodégradation des solvants chlorés) constituerait une réelle innovation dans la gestion et la compréhension des sites polluées.

Par ailleurs, la vitesse des ondes P croit avec la quantité de DNAPL (hydrocarbure lourd) mais décroît avec celle des LNAPL (hydrocarbure léger) quand le sol est saturé en eau. En milieu non saturé, cette propriété dépend de la fréquence : aux fréquences sismiques (inférieures à 100 kHz), la vitesse des ondes P décroît quand il y a plus d’hydrocarbure (lourd ou léger) (Carcione et al., 2003).

D’autres propriétés géophysiques et physicochimiques des hydrocarbures existent dans la littérature dont celles présentées sur le Tableau II. 2.

114 Tableau II. 2 : Propriétés géophysiques et physicochimiques de quelques contaminants organiques (chaque ligne correspond à des propriétés provenant d’une même expérience) (Ajo-Franklin et al., 2006) Dénomination Densité Vitesse Module de Constante Viscosité Tension (kg/m3) des ondes compressibilité diélectrique absolue superficielle η -3 -3 P VP (m/s) K (109 Pa) κ (10 Pa.s) Ts (10 N/m) 1,2-Dichloroéthane 1238 1173 1,703 0,887 [15°C] 35,3 1177 10,08 1238 1174 10,95 1,1,1- 1321 943 1,175 7,252 0,903 [15°C] 28,28 Trichloroéthane 1329 942 7,52 Tétrachlorure de 1584 918 1,335 2,240 0,965 [20°C] 29,49 carbone 1594 935 2,241 906 2,213 Chlorure de 1336 1093 1,596 9,14 0,449 [15°C] 30,41 méthylène 1316 1052 8,62 1053 8,72 Chloroforme 1489 1003 1,498 4,84 0,596 [15°C] 29,91 1476 985 968 4,66 Tétrachloroéthylène 1606 1027 1,694 2,29 1,932 [15°C] 32,86 (PCE) 1606 1030 2,28 Trichloroéthyléne 1451 1015 1,495 3,335 0,566 [20°C] 29,5 (TCE) 1451 1014 3,409 3,42 Benzène 866 1276 1,410 2,253 0,6028 28,9 879 1324 [25°C] 1276 2,268 Toluène 866 1328 1,527 0,552 30,90 [20°C] 862 2,381 1283 2,365 Eau 998 1482 2,192 78,36 1 72

115 II.A.6.b. Tourbe

La tourbe, d’âge quaternaire, est riche en débris végétaux. Elle a une densité voisine de 1 et sa teneur en eau est élevée, pouvant varier entre 65 et 90 % (Aubouin et al., 1967). Theimer et al. (1994) ont effectué des études sur des terrains tourbeux : leurs résultats montrent que la conductivité électrique de ces formations est assez élevée, variant de 25 à 380 mS/m (soit en terme de résistivité, de 3 à 40 Ωm), et est une fonction croissante de la concentration en ions dissous. La permittivité électrique est essentiellement contrôlée par la teneur en eau quelle que soit la nature de la matrice rocheuse (Topp et al., 1980), c’est ainsi qu’à sec, la tourbe a une constante diélectrique de 1,5 (Kutrubes, 1986 cité par Theimer et al. (1994)).

Comas et Slater (2004) ont montré que la perméabilité hydraulique dans les tourbes (Ktourbe) croit avec la conductivité électrique σfluide du fluide qui l’occupe (Ktourbe est proportionnel à 0,3 σfluide ) pour une gamme de conductivité du fluide comprise entre 1 et 2000 mS/m (soit en terme de résistivité, 0,5 à 1000 Ωm). Ils ont montré également que la conductivité

électrolytique σ el (cf. supra (Eq. II. 6)) de l’ensemble tourbe et fluide est proportionnelle à 1,3 σfluide (contrairement à la loi d’Archie qui prédit une relation linéaire entre les deux). Enfin, leurs mesures de PP ont montré que la partie imaginaire σ surf '' de la conductivité de surface

(σ * ) était plus grande et plus dépendante de la conductivité du fluide (σ '' est surf surf

0,5 proportionnelle à σ fluide ) que celle observée pour les sédiments non organiques.

II.A.6.c. Matériaux argileux

La conductivité d’une suspension argileuse dépend de la nature (argile gonflante ou non gonflante) et de la quantité de celui-ci dans le mélange (Razafindratsima, 2003). L’ajout d’une très faible quantité d’argile (0.1% de bentonite ou de kaolinite) dans de l’eau permutée fait chuter la valeur de la résistivité du mélange. Dans le cas d’un ajout de 0.1% de bentonite (argile gonflante), on a une réduction d’un ordre de grandeur de la résistivité (de 1600 à 160 Ωm) alors que dans le cas d’un ajout de kaolinite (argile non gonflante), cette réduction n’est que d’un facteur de 1.3 (de 1600 à 1200 Ωm). Si on continue de rajouter de l’argile dans le mélange, la résistivité continue à baisser mais d’une manière moins forte (Tableau II. 3).

116 Tableau II. 3 : Variation de la résistivité en fonction du type et de la quantité d’argile mélangé avec de l’eau permutée Pourcentage en argile Bentonite Kaolinite 1 % 20 Ωm 800 Ωm 5 % 7 Ωm 350 Ωm 10 % 4 Ωm 200 Ωm 20 % 2 Ωm 130 Ωm La valeur de la résistivité pour une prospection électrique en présence d’argile dans le sous- sol peut donc renseigner sur la quantité d’argile. Pour les matériaux fins comme les argiles, la conduction n’est plus volumique (dépendant du volume de l’électrolyte) mais surfacique (liée aux couches autour de chaque particule d’argile). La surface des particules argileuses est chargée négativement. Dans ce cas, la notion de double couche électrique est importante. Pour les argiles, la surface spécifique est grande et les pores ont des tailles minimes en comparaison avec la largeur de la double couche électrique. Du fait de la différence de potentiel chimique entre deux phases distinctes (en particulier contact minéral-eau), une interaction des charges électriques se produit. La double couche électrique décrit ce qui se passe à proximité des grains d’argiles : concentration de charges négatives sur les bords des grains, accumulation de charges positives dans l’électrolyte à la surface des grains (couche de Stern), et concentration décroissante en charge positive avec la distance au grain (couche diffuse) (Figure II. 4). (a) (b) (c)

Figure II. 4 : Double couche électrique : (a) la surface solide chargée négativement, (b) la couche de Stern et (c) la couche diffuse (redessiné à partir de Gueguen et Palciauskas, 1992)

117 Quand on applique un champ électrique, les charges positives traversent facilement la double couche tandis que les charges négatives s’accumulent. On remarque alors la présence d’une membrane sélective à ions. Quand on cesse l’application du champ électrique, toutes les charges retournent à leur position d’équilibre. Par conséquent, un surplus de cations et d’anions existe en certains endroits tandis qu’une déficience existe en d’autres endroits. Ces gradients de concentration en ions empêchent la libre circulation du courant en réduisant la mobilité des ions. Cette réduction de la mobilité est d’autant plus ressentie avec les basses fréquences. Ainsi, la conductivité de membrane augmente avec l’augmentation de la fréquence. L’épaisseur de la double couche d est proportionnelle à la permittivité diélectrique relative κ (cf. infra §II.A.4.) et à la température T mais décroît par contre avec la concentration n en ions de l’électrolyte ainsi que la valence ν de ces ions : κkT (Eq. II. 18) d = 1 []2²²ne ν 2 avec k la constante de Boltzmann et e la charge élémentaire (Ward, 1990).

II.A.6.d. Eau

La conductivité de l’eau est fonction de la quantité de particules chargées qu’elle contient : pour l’eau du robinet à Paris par exemple, la conductivité électrique est d’environ 60 mS/m (soit 17 Ωm). Les phénomènes physico-chimiques liés à la dégradation des polluants apportent à l’eau saine une quantité non négligeable de particules chargées dont en particulier les chlorures pour la biodégradation des contaminants organochlorés (chloroéthanes ou chloroéthènes). L’eau contaminée est donc conductrice.

II.B. Méthodes et techniques géophysiques utilisables pour l’étude des sites pollués aux hydrocarbures

Nous distinguons les méthodes géophysiques des techniques géophysiques, en effet, les méthodes sont liées aux phénomènes physiques et étudient un ou plusieurs des paramètres que nous avons défini au paragraphe § II.A. Les techniques quant à elles sont liées à la mise en œuvre des méthodes. Nous allons distinguer les méthodes électriques, les méthodes électromagnétiques en basses et hautes fréquences puis enfin, les méthodes sismiques.

118 II.B.1. Méthodes électriques « classiques »

Ces méthodes ont été largement utilisées pour l’étude des pollutions par les déchets industriels ou ménagers (Frohlich et al., 1996; Aristodemou et Thomas-Betts, 2000; Orlando et Marchesi, 2001; Guérin et al., 2002; Guérin et al., 2004), mais également pour l’étude de contamination aux hydrocarbures (Sauck et al., 1998; Atekwana et al., 2000). On utilise quatre électrodes : deux électrodes A et B d’injection et deux autres M et N de potentiel. La différence de potentiel mesurée permet d’obtenir la résistivité apparente en utilisant une formule qui donne la résistivité d’un ½ espace homogène isotrope : ΔV (Eq. II. 19) ρ = K a I 2π avec K = le coefficient géométrique qui dépend de la position des ⎛⎞1111 ⎜⎟−−+ ⎝⎠AMBMANBN électrodes. On parle de résistivité apparente puisque le terrain est hétérogène. Pour obtenir une image du sous sol, à l’origine des mesures, les données seront inversées pour obtenir des résistivités dites interprétées. La valeur de K varie selon les dispositions des électrodes, voici un tableau récapitulant les cinq principaux dispositifs de mesures, avec leurs coefficients géométriques respectifs (Tableau II. 4) : Tableau II. 4 : Caractéristiques de cinq dispositifs de mesure Dispositif Schéma Coefficient géométrique K

Gradient dmax cf. texte juste après ce d'max tableau A Mi Ni B

AB/3 AB/3 AB/3 Wenner-α AMN B 2 π a aaa Pôle dipôle B A M N 2 π n (n+1) a ∞ na a × Dipôle dipôle AMB N - π n (n+1) (n+2) a aana × × Wenner- AMNB π n (n+1) a na a na Schlumberger

119 L’application de la formule classique du coefficient géométrique pour tout dispositif à quatre électrodes montre que : - lorsque le dipôle de réception est situé au centre de AB, le coefficient du dispositif Wenner-Schlumberger s’applique

- lorsqu’il est situé à la distance maximale classique égale à dmax, un facteur de

correction doit être appliqué au coefficient Schlumberger, il vaut kc=0,73 (Sumner, 1976 cité par Ward, 1990)

- lorsqu’il est situé à la distance maximale quelque fois utilisée égale à d’max, le

coefficient de correction vaut kc=0,28 Le plus important n’est pas la correction à appliquer au coefficient géométrique, c’est le fait que la profondeur d’investigation décroit notablemment lorsqu’on s’éloigne du centre de AB, en particulier quand on passe de dmax à d’max. Ces cinq principaux dispositifs ont été évalués, de telle sorte qu’une valeur variant de 1 à 5 leur ont été attribuée pour chaque caractéristique étudiée (voir légende pour la signification des valeurs attribuées) (Tableau II. 5) (Ward, 1990).

120 Tableau II. 5 : Evaluation des cinq principaux dispositifs de mesure Caractéristique étudiée Gradient Wenner-α Pôle Dipôle Wenner- dipôle dipôle Schlumberger Rapport signal/bruit 3 1 4 5 2 Couplage EM 3 5 2 1 4 Sensibilité à la localisation 1 5 3 2 4 latérale Résolution aux structures 1 3* 5 4 2* abruptes Profondeur d’investigation 5 1 2 2 1 Résolution des couches # # # # # horizontales Sensibilité à la profondeur 5 1 3 2 1 Sensibilité à l’inclinaison 1 2 5 4 2 Sensibilité aux hétérogénéités * 2 3 4 1 de surface (en sondage) Sensibilité aux homogénéités 5 3 1 2 3 de surface (en traîné) Sensibilité à la topographie du 5 3* 2 1 3* socle Sensibilité aux effets latéraux # # # # # Sensibilité à la topographie # # # # # Légende : 1=le meilleur, 2=le 2ndmeilleur,…5=le plus mauvais, *=estimation incertaine, #=estimation impossible

Par ailleurs, Dahlin et Zhou (2004), après avoir comparé numériquement les résultats obtenus avec 10 dispositifs de mesure, proposent de choisir entre les dispositifs gradient, pôle-dipôle, dipôle-dipôle et Wenner-Schlumberger selon la géologie étudiée et les considérations logistiques pour une meilleure imagerie 2D du sous-sol.

Si on cherche à connaître les variations quantitatives de la résistivité à l’aplomb d’un point, on réalise un sondage électrique. Pour cela, on exécute en un même endroit, une série de mesures centrée sur le point de sondage, en augmentant à chaque fois la dimension du dispositif pour

121 aller de plus en plus en profondeur. Si on déplace en même temps les quatre électrodes, tout en gardant une configuration constante du dispositif (i.e. de l’agencement des quatre électrodes), on obtient un profil de résistivité électrique et on parle de traîné électrique ou de profilage électrique, donnant les variations qualitatives de la résistivité électrique apparente en fonction du déplacement latéral.

Le panneau électrique est désigné en anglais par « Electrical Resistivity Tomography » (ERT) ou « Electrical Resistivity Imaging » (ERI). La technique consiste à combiner un grand nombre de mesures à partir d’un grand nombre d’électrodes installées au préalable (alignées pour un panneau électrique 2D ou réparties suivant un maillage en surface pour des panneaux électriques 3D).

Comme mentionné ci-dessus, si le terrain où l’on fait la mesure est hétérogène, la résistivité mesurée est donc une différence de potentiel normalisée, on parle de résistivité apparente. Pour avoir des résistivités interprétées, il faudra inverser les données. Cette inversion consiste à chercher un modèle de terrain qui donnerait les mêmes résistivités apparentes que celles réellement mesurées sur le terrain, il est bien entendu que les résistivités interprétées doivent être aussi proches que possibles de la réalité. Pour cela, on utilise des logiciels d’inversion (exemple : Res2DInv). Lors d’une acquisition le long d’une ligne d’électrodes (panneau 2D), on doit considérer que le terrain au droit de cette ligne est 2D (c’est-à-dire que la résistivité varie selon la profondeur et selon la direction de la ligne d’électrode). A partir des positions des électrodes en surface (généralement en ligne), on définit un maillage constitué de blocs infiniment long dans la direction perpendiculaire à la ligne formée par les électrodes. Les grandes lignes de l’algorithme sont les suivantes : - Un premier modèle est tout d’abord élaboré, soit à partir des données de résistivités apparentes mesurées, soit à partir d’informations a priori fournies par l’utilisateur. - La réponse de ce premier modèle est calculée en effectuant une « acquisition fictive ». - La différence entre les données calculées ci-dessus et les données mesurées (résistivités apparentes) est alors évaluée selon un critère. Le but est de diminuer la différence entre les deux en modifiant à chaque fois le modèle, et cette opération est répétée de manière itérative jusqu’à ce que le processus converge (selon que la variation entre deux itérations ne dépasse plus un seuil)

122 II.B.2. Polarisation provoquée (PP)

Le but de cette méthode est de mesurer soit la partie réelle et la partie imaginaire de la résistivité électrique, soit la partie réelle de la résistivité électrique et la phase. Nous allons dans un premier temps prendre connaissance des matériels que nous avons utilisés pendant cette thèse et ensuite nous parlerons des différents modèles d’interprétation.

II.B.2.a. Matériels et échantillonage

L’appareil SIP-Fuchs (Photo II. 1) mesure (soit sur le terrain soit sur échantillon) dans la gamme de fréquence 1,4 mHz à 12 kHz (Schleifer et al., 2002). Il est constitué de deux unités d’émission/mesure du courant (RU-0) ainsi que du voltage (RU-1). Les données mesurées sont transmises à une unité de base où la résistivité apparente/la résistivité vraie et la phase sont déterminées. L’appareil est relié à un ordinateur qui permet la visualisation en temps réel des résultats de mesures.

Photo II. 1 : L’appareil SIP-Fuchs pendant la mesure sur un de nos échantillons

Le système de mesure utilisé est le même que pour la plupart des méthodes électriques, c’est- à-dire qu’on utilise quatre électrodes. Par contre, les électrodes de potentiel sont impolarisables pour éviter la polarisation d’électrode en basse fréquence : il s’agit de fil de cuivre plongé dans une solution sursaturée de CuSO4 (Photo II. 2). Notre porte-échantillon est un tube en PVC de 20 cm de longueur, perforé de deux trous pour la mise en place des électrodes de potentiel. L’injection du courant est assurée par du film en aluminium. Les

123 électrodes de potentiel sont maintenues stables par un manchon de serrage en caoutchouc après avoir enfoncé une partie des bougies poreuses se trouvant à leurs extrémités (Photo II. 2). Les échantillons sont prélevés avec le porte échantillon, emballé et mis à l’abri de l’air puis réfrigéré dans le cas où la mesure ne se fait pas dans l’heure qui suit l’arrivée au laboratoire.

Photo II. 2 : Porte-échantillon, électrodes d’injection et de potentiel pour la mesure PP

Pour la calibration du porte-échantillon, nous avons mesuré le spectre de l’eau du robinet (Figure II. 5) qui donne une phase nulle sur l’ensemble de la gamme de fréquence : aucun phénomène PP ne se déroule. Conventionnellement, on représente la valeur de la phase affectée du signe négatif.

124 20 10 (a) (b) 16 8 .m ad Ω r 12 6

8 4 - phase en m

Résistivité en 2 4

0 0 0.01 0.1 1 10 100 1000 10000 0.01 0.1 1 10 100 1000 10000 Fréquence en Hz Fréquence en Hz Figure II. 5 : Calibration du porte-échantillon avec de l’eau de robinet (a) spectre de la phase de la résistivité (b) spectre de l’amplitude de la résistivité

II.B.2.b. Modèles d’interprétation

Pour comprendre le type de réponse PP, plusieurs modèles de définition de la résistivité sont disponibles.

Le modèle Cole-Cole est un des modèles les plus utilisés, il exprime la résistivité sous la forme (Cole et Cole, 1941) :

⎡ ⎛⎞1 ⎤ (Eq. II. 20) ρω*( )=−− ρ⎢ 1m⎜⎟ 1 ⎥ 0 ⎜⎟c ⎣⎢ ⎝⎠1+ ()iωτ ⎦⎥ où ρ0 est la résistivité en courant continu,

ρ0 − ρ∞ m = est la chargeabilité telle que ρ∞ est la résistivité en haute fréquence, ρ0 τ est la constante de temps et c est la dépendance fréquentielle, m décrit l’amplitude de la polarisation et τ est relié au temps de relaxation. Le spectre de la phase est symétrique pour le modèle Cole-Cole et le paramètre c donne la pente du spectre de la phase dans un diagramme bi-logarithmique. L’intensité de la dispersion augmente quand la valeur de c décroît (Major et Silic, 1981). Pour le domaine temporel, le modèle analogue au modèle Cole-Cole décrit la polarisation provoquée transitoire caractéristique quand le courant de polarisation est coupé :

125 θc θ ⎛⎞t ∞ ()−1 ⎜⎟ ⎝⎠τ (Eq. II. 21) Mt()= m∑ n=0 Γ+()1 nc où t est le temps à partir de la coupure du courant, θ la porosité et Γ()x est la fonction Gamma

Si la partie réelle et la partie imaginaire de la résistivité obéissent tous deux à une même loi de ρ ''(ω ) puissance en fonction de la fréquence (alors ϕ = arctg est indépendante de la ρ '(ω ) fréquence), le diagramme d’Argand (représentant la partie imaginaire en fonction de la partie réelle) se présente comme une ligne droite. Dans ce cas, on utilise plutôt le modèle de Drake ou modèle à angle de phase constant qui s’exprime par l’équation :

⎡⎛⎞1 ⎤ (Eq. II. 22) ρω*( ) = ρ⎢⎜⎟⎥ 0 ⎜⎟a ⎣⎢⎝⎠1+ ()iωτ ⎦⎥ π a est déterminé de telle manière qu’en haute fréquence (ωt 1), la phase vaut ϕ = a et 2

−a l’amplitude ρ *(ωρω )= 0 ( ) .

Dans le but de modéliser les représentations en arcs de cercles asymétriques, le modèle de Davidson et Cole (1951) (modèle DC) propose :

⎡ ⎛⎞1 ⎤ (Eq. II. 23) ρω*( )=− ρ⎢ 1 m⎜⎟⎥ 0 ⎜⎟a ⎣⎢ ⎝⎠1+ ()iωτ ⎦⎥ Les trois modèles : Cole-Cole, à angle de phase constante et DC peuvent être généralisés en une seule formulation :

⎡ ⎛⎞⎤ ⎢ ⎜⎟1 ⎥ (Eq. II. 24) ρω*( )=−− ρ0 1m 1 ⎢ ⎜⎟c a ⎥ ⎢ ⎜⎟1+ ()iωτ ⎥ ⎣ ⎝⎠()⎦ Quand a=1 ou c=1, on obtient respectivement le modèle Cole-Cole ou le modèle de Davidson et Cole. Quand m=1 et c=1, on obtient le modèle à angle de phase constante.

126 II.B.3. Polarisation spontanée (PS)

II.B.3.a. Mise en œuvre de la technique PS

La mise en œuvre de la technique est relativement simple : on mesure la différence de potentiel entre deux électrodes. On peut faire des sondages (SP sounding) mais également des suivis (SP monitoring). Dans le premier cas, on utilise deux électrodes qu’on déplace pour faire les mesures. Quant au suivi (SP monitoring), on utilise plusieurs électrodes, généralement bien réparties dans l’espace, et les mesures se font par rapport à une ou plusieurs électrodes de référence et dans le temps (Maineult et al., 2006). Sondage et suivi permettent de cartographier le sous-sol. Pour les sondages PS, deux configurations peuvent être utilisées : configuration à base fixe et configuration de gradient. La première consiste à ne déplacer qu’une seule électrode et faire les mesures par rapport à l’autre électrode (généralement placée dans un endroit exempt de pollution, pour l’étude d’une décharge ou d’un site polluée). La deuxième configuration consiste à déplacer les deux électrodes à la fois et totaliser les différences de potentiel mesurées pour avoir le potentiel spontané. Pour éviter les polarisations d’électrodes (persistance d’une différence de potentiel entre les deux électrodes sans l’existence d’une source externe), on utilise des électrodes impolarisables (e.g. Dahlin et al., 2002). Le plus pratique est l’utilisation des « pots-poreux » : une électrode métallique plongée dans une solution sursaturée de son propre sel (Cu dans une solution sursaturée de CuSO4 par exemple) (Chouteau et Giroux, 2005). On doit utiliser un voltmètre à haute impédance (10-100 MΩ), à haute résolution (1 mV), à dynamique élevée (+/- 10 V en courant continu) et enfin à filtre de rejet (courant alternatif) : l’ordre de grandeur des mesures sur un site où le processus d’oxydoréduction est important étant de 400 mV (e.g. Naudet et al., 2003).

II.B.3.b. Interprétations des résultats PS

La difficulté d’interprétation des résultats PS réside dans la différentiation entre les sources ayant provoqué les anomalies. A part les sources mineures de potentiel, les deux principales sources d’anomalies PS sont le potentiel électrocinétique (Streaming Potential ou Electrokinetic sources) (Darnet et al., 2003; Revil et al., 2004; Rizzo et al., 2004) et le potentiel de minéralisation. Ce dernier est négligeable en cas d’absence de phénomènes d’oxydoréduction importants dans le milieu (Revil et al., 2003). Ce potentiel est donc en

127 grande partie associé aux variations du potentiel d’oxydoréduction du milieu (Naudet et al., 2003; Naudet et Revil, 2005; Maineult et al., 2006). Le signal obtenu en PS est considéré comme étant la résultante de deux composantes : une composante liée à la variation du niveau piézométrique et une autre composante liée à l’état d’oxydo-réduction du milieu. Pour le premier constituant, Revil et al. (2003) proposent :

' (Eq. II. 25) ϕϕ−=00Ch() − h où ϕ et ϕ0 sont respectivement les potentiels au point de mesure et à l’origine (configuration de gradient), hhet 0 respectivement les niveaux piézométriques au point de mesure et à l’origine, et C' le coefficient de couplage électrocinétique. Naudet (2004) propose, après avoir estimé C' dans une zone saine (non polluée) et avoir mesuré h0et ϕ0, de retrancher ce potentiel ϕ au potentiel PS (ϕPS ) mesuré. L’auteur vérifie ensuite une corrélation linéaire entre le potentiel résiduel ϕHPS= ϕ−ϕ et le potentiel redox du milieu. Ce qui conduit à la relation suivante :

(Eq. II. 26) ϕHHH−ϕ00=−CE() EH où ϕH et ϕ0 sont respectivement les potentiels au point de mesure (résiduel) et à l’origine

(configuration de mesure à base fixe), EEH et H 0 respectivement les potentiels d’oxydo- réduction au point de mesure et à l’origine, et CH le coefficient de couplage redox. Minsley et al. (2004) proposent une inversion tri-dimensionnelle du potentiel spontané sur un site contaminé aux hydrocarbures lourds. Ils trouvent une bonne corrélation entre les concentrations en hydrocarbures lourds et les sources de potentiel.

II.B.4. Méthodes électromagnétiques basse fréquence (EM BF)

II.B.4.a. Principes généraux de l’EM BF

Champ électrique et champ magnétique sont indissociables. Dans un conducteur, un champ électrique crée un courant qui à son tour induit un champ magnétique autour du conducteur, c’est la loi d’Ampère. Un champ magnétique variable quant à lui induit un champ électrique variable, c’est l’induction électromagnétique de Faraday. Les équations de base de l’électromagnétisme ont été établies par Maxwell à partir des formulations d’Ampère, de Faraday et de Gauss : - Loi de Faraday

128 ∂B (Eq. II. 27) rot E=∇∧ E =− ∂t - Le théorème d’Ampère ∂DE∂ (Eq. II. 28) rot H=∇∧=+=+ H jσε E ∂tt∂ - Le théorème de Gauss

(Eq. II. 29) div D= ∇=. D qc avec E le champ électrique (V/m), H le champ magnétique (A/m), B l’induction magnétique (Wb/m2), D le vecteur courant de déplacement, σ la conductivité électrique (S/m), ε la 3 permittivité diélectrique (F/m), qc la densité de charge électrique (C/m ).

Les méthodes électromagnétiques basse fréquence (EM BF) visent à représenter la conductivité électrique du sous-sol et ses variations latérales en fonction de la profondeur. Ces méthodes consistent à créer un champ magnétique primaire au niveau de la surface du sol de la zone à prospecter, de le faire varier en fonction du temps. Ce champ magnétique variable induit des courants (appelés courants de Foucault) dans les conducteurs du sous-sol, et ces courants à leur tour engendrent un champ magnétique secondaire qu’il s’agira de mesurer en surface à différents temps ou fréquences. Il existe alors les méthodes qui utilisent comme source du champ primaire les sources naturelles (méthode magnétotellurique par exemple) et les méthodes à source contrôlée. La distribution de conductivité du sous-sol dépend de plusieurs paramètres. En première approximation, la distribution des courants induits est proportionnelle à la conductivité σ du sous sol, à sa perméabilité magnétique μ et au temps t ou à la fréquence f d’émission du champ primaire. En effet, il s’agira de mesurer l’intensité du champ secondaire à différents temps après la coupure du champ primaire ou à différentes fréquences de celui-ci. Cependant, les méthodes diffèrent les unes des autres par les phénomènes mis en jeu mais également par leurs mises en œuvre, leurs profondeurs d’investigation et les techniques d’interprétation utilisées. Enfin, cette distribution peut aussi être fonction de la géométrie du dispositif, et en particulier de la distance R entre l’émetteur et le récepteur. L’influence de ce dernier paramètre est fournie dans l’expression du nombre d’induction que nous définirons plus bas.

129 II.B.4.b. Avantages et inconvénients de l’EM BF pour l’étude des sites pollués aux hydrocarbures

Les méthodes électromagnétiques sont particulièrement sensibles aux éléments conducteurs du sous-sol qui pourront donner naissance à des courants induits assez forts pour être mesurés (Guérin et al., 2002; Krivochieva et Chouteau, 2003). D’où notre intérêt pour l’utiliser sur le site de Néry-Saintines sur lequel la pollution date d’une trentaine d’années. En effet, nous avons vu ci-dessus que plus les polluants ont passé du temps sur un site, plus les éléments biodégradés sont nombreux, plus les éléments ioniques (chargés) issus de ces biodégradations sont nombreux et donc plus la conductivité électrique du milieu sera élevée. Nous nous attendons à ce que les poches de polluants soient ainsi détectées et le panache de polluants mis en évidence.

II.B.4.c. Classification des méthodes EM et de leurs caractéristiques

En premier lieu, on peut distinguer les prospections électromagnétiques fréquentielles (Frequential Domain ElectroMagnetic, FDEM) et les prospections électromagnétiques temporelles (Time Domain ElectroMagnetic, TDEM). La méthode est fréquentielle quand le courant utilisé est sinusoïdal ou de forme créneau bipolaire, le champ magnétique primaire résultant est alors caractérisé par la fréquence des oscillations. Le résultat se fait alors par mesure du champ total qui est la somme du champ primaire et du champ secondaire induit. La méthode est temporelle quand le courant est caractérisé par des temps de coupure (période de temps sans émissions de courant). La mesure du champ secondaire peut se faire alors pendant l’absence du champ primaire. Pour générer le champ magnétique primaire, il est possible d’utiliser soit une boucle de câble, soit un fil électrique déposé sur le sol, dans lequel on fait passer un courant électrique. Pour la boucle de câble, l’intensité du champ magnétique inducteur est caractérisée par le moment magnétique M de la boucle (M est le produit de la surface équivalente S, surface de base fois le nombre de spires, en m2, de la boucle par le courant I, en A). C’est le dispositif que nous choisirons d’utiliser pour le TDEM puisqu’il est le plus facile à mettre en œuvre et que les calculs relatifs sont plus aisés par rapport à l’utilisation des fils électriques comme générateur de champ inducteur. On utilise différents types de récepteurs : les bobines d’induction, les magnétomètres ou les bipôles électriques. Les bobines d’induction mesurent la variation du champ magnétique dans le temps tandis que les magnétomètres mesurent directement la valeur du champ magnétique

130 et enfin, les bipôles électriques mesurent les champs électriques associés aux phénomènes d’induction. Pour le FDEM, l’émetteur et le récepteur sont des bobines d’induction.

Une deuxième classification des méthodes électromagnétiques peut être faite par analyse du nombre d’induction, on peut distinguer les domaines d’induction en champ proche, intermédiaire et lointain. Nous allons définir ces domaines dans les paragraphes ci-dessous.

z

BR Eφ récepteur Bθ

R

θ

émetteur y (dipole) φ

x Figure II. 6 : Champ magnétique créé par un dipôle magnétique dans un milieu (Descloitres, 1998) Si on considère un dipôle magnétique comme émetteur, à partir des équations de Maxwell, les composantes des champs magnétique et électrique crées en un point d’un milieu de conductivité σ (S/m) et de perméabilité magnétique μ (H/m) par ce dipôle magnétique sont exprimées en coordonnées sphériques par les équations suivantes :

02−ikR 2 (Eq. II. 30) Bθθ=+−Be(1 ikRikR)

0 −ikR (Eq. II. 31) BRR=+Be(1 ikR)

0 −ikR (Eq. II. 32) Eφφ=+Ee(1 ikR)

131 0 0 0 où Bθ , BR et Eφ sont les composantes du champ primaire crées dans le vide par le dipôle magnétique. Ils ont pour expression : μ M (Eq. II. 33) B0 = 0 sinθ θ 4π R3 2μ M (Eq. II. 34) B0 = 0 cosθ R 4π R3 iMωμ (Eq. II. 35) E 0 = 0 sinθ φ 4π R2 avec R la distance entre l’émetteur et le récepteur, μ0 la perméabilité magnétique du vide dont la valeur est 4.10π −7 H/m, M (A.m2) le moment magnétique du dipôle d’émission. Ce dernier paramètre peut être aisément modifié pour améliorer le rapport signal sur bruit pendant les prospections (rapport de l’intensité du champ secondaire induit mesuré et du bruit électronique ou extérieur par rapport à la réponse du terrain). k est le nombre d’onde déterminé par l’équation suivante :

(Eq. II. 36) ki22=−μσω + εμω μ , la perméabilité magnétique du milieu est déterminée par la relation :

μ = μ0 (1+ χ ) (Eq. II. 37) avec χ la susceptibilité magnétique volumique du milieu, sans dimension. Pour les terrains non magnétiques, χ = 0 et μ = μ0 . ε la permittivité diélectrique du milieu, déterminée par la relation :

(Eq. II. 38) ε = κε 0

-12 avec ε0 =8,854.10 F/m la permittivité diélectrique du vide et κ la permittivité diélectrique relative du milieu, sans dimension (1≤ κ ≤ 80, en particulier, κ =80 pour l’eau, 1 pour l’air et le vide et de 5 à 15 pour les sols). ω la pulsation en radian, définie par ω = 2π f , f étant la fréquence en Hz. L’approximation dite « basse fréquence » des équations de Maxwell sera utilisée dans notre étude. En effet, à basse fréquence, dans l’expression du nombre d’onde, le terme εμω 2 sera négligeable devant iμσω et donc l’expression du nombre d’induction se simplifie :

(Eq. II. 39) ki2 =−μσω On dit que les courants de conduction prédominent par rapport aux courants de déplacement.

132 Le produit kR est défini comme étant le nombre d’induction et permet de distinguer les domaines d’induction en champ proche (kR<<1), intermédiaire (1>1). μσω (1+ i) De l’équation ki2 =−μσ w, on montre que ki=±(1 + ) = . 2 p

2 (Eq. II. 40) p = μσω est appelé profondeur de pénétration ou de peau en domaine fréquentiel. On résume sur le Tableau II. 6, les différents paramètres pour le domaine fréquentiel ainsi que leurs correspondants en domaine temporel.

Tableau II. 6 : Paramètres essentielles en domaine fréquentiel et temporel (Descloitres, 1998) Paramètres Domaine fréquentiel Domaine temporel Paramètre fondamental La fréquence f Le temps t (après la coupure, en seconde) Nombre d’onde μσ k (avec ki2 =−μσω ) θ (avec θ 2 = ) 4t Nombre d’induction kR θ R Profondeur de peau p et 2 2t profondeur de diffusion d p = (Eq. II. 41) d = μσω μσ Domaine d’induction forte Haute fréquence et/ou R Temps courts et/ou R grand grand Domaine d’induction faible Basse fréquence et/ou R petit Temps longs et/ou R petit

Pour les cas où le nombre d’induction est petit, une distance R trop grande réduirait considérablement l’amplitude du signal reçu, il faudra dans ce cas disposer d’appareil d’émission et de réception assez puissants. Selon les expressions des profondeurs de peau et de diffusion, pour les terrains conducteurs, il faudrait utiliser des fréquences basses ou des temps longs respectivement pour vouloir prospecter en profondeur. Dans notre étude du site pollué de Néry-Saintines, nous allons travailler en domaine temporel avec l’appareil TEMFAST 48 et en domaine fréquentiel de type Slingram (connu aussi sous l’appellation de méthode électromagnétique à boucle horizontale ou « Horizontal Loop Electromagnetic Method - HLEM ») avec l’appareil EM 31.

133 II.B.4.d. Sondage TDEM avec le TEMFAST 48

On définit le « turn-on time », le temps de montée du signal jusqu’à sa valeur nominale, ainsi que le « turn-off time », le temps que met le courant à s’annuler. Ce « turn-off time » croît quand augmentent : l’intensité du courant, la longueur du câble d’émission et/ou le nombre de spires. Pour les prospections superficielles, il est intéressant de réduire le « turn-off time » pour pouvoir mesurer le signal induit le plus rapidement possible. L’appareil TEMFAST 48 utilise une séquence spéciale d’injection de courants unipolaires rectangulaires de ratio pulse/pause égale à 3/1. Le turn-off time utilisé est le plus court parmi tous les appareils de mesure électromagnétique temporelle disponibles actuellement. Sa valeur est de 4 μs. Le turn-off time est important dans la mesure où plus il est court, plus on a la possibilité d’inverser des données à partir des faibles profondeurs (0,5 à 1 m) en utilisant des petites boucles. La Figure II. 7 nous montre que la mesure du voltage du transitoire se fait dans différentes fenêtres de temps. La dimension des fenêtres de temps augmente au fur et à mesure que le temps de mesure augmente et donc au fur et à mesure que le signal reçu diminue en intensité jusqu’à une valeur minimale équivalent au bruit de fond EM. On n’obtient plus d’information du sous-sol à partir de ce moment là. Pour le TEMFAST 48, les paramètres de temps sont présentés dans le Tableau II. 7. Tableau II. 7 : Paramètres de temps pour le TEMFAST 48 Numéro Temps Fenêtre de Nombre de Turn-on+Turn-off de la maximum temps répétition des (pour un filtre à fenêtre (μs) actif mesures (stack) 50 Hz)(ms) 1 64 16 1024 0,3125 2 128 20 512 0,625 3 256 24 256 1,25 4 512 28 128 2,5 5 1024 32 64 5 6 2048 36 32 10 7 4096 40 16 30 8 8192 44 8 50 9 16384 48 4 90

134 temps de coupure + temps d'émission (3 fois temps de mesure) temps de mesure Courant dans la boucle d'émission et champ magnétique primaire amplitude

0 Temps +

0 Force électromotrice + induite dans le terrain

non mesuré 0 mesuré Champ magnétique secondaire dans le terrain et tension mesurée par le récepteur

Mesure du voltage transitoire

niveau du bruit de fond EM

1 2 3 4 5 ...... Temps à partir duquel on n'obtient plus d'information provenant du sol Figure II. 7 : Mesure de la différence de potentiel transitoire (d’après McNeill, 1990 et Descloitres, 1998)

Quant aux dispositifs de mesures, différentes configurations peuvent être mises en œuvre : les dispositifs à boucles coïncidentes, les dispositifs centraux et les dispositifs avec « offset ». Le dispositif central consiste à utiliser un dipôle situé au centre du dispositif comme récepteur. Il est assez simple d’usage et évite certains effets magnétiques. Les réponses ne présentent pas d’inversion de signe.

135 Pour les dispositifs avec « offset », le récepteur est généralement un dipôle. Pour les prospections de faibles profondeurs (0 à 40 m), ces dispositifs sont utilisés pour éviter les saturations (cas où le récepteur est placé au centre de l’émetteur). L’« offset » est alors de l’ordre de la longueur de la boucle d’émission. En particulier, si on s’intéresse aux premières dizaines de mètres, le « turn-off-time » devra être diminué en réduisant la taille de l’émetteur qui sera à spire unique. Les dispositifs à boucles coïncidentes (dispositif employé avec le TEMFAST 48) ont deux avantages, le premier est d’avoir une surface plus grande pour la réception, ce qui amplifie le signal du champ secondaire. Le deuxième est de n’avoir qu’un seul câble à disposer au sol. Son principal inconvénient est d’être plus sensible aux effets magnétiques, contrairement aux autres dispositifs.

Du point de vue pratique, la profondeur d’investigation est de l’ordre de la longueur du côté de la boucle d’émission (de forme carrée). Descloitres (1998) donne un exemple de boucle de 200 m de côté et un courant de 20 A, avec lesquels la profondeur d’investigation est de 600 m sur un sous-sol dont les premiers terrains sont résistants (restistivité > 1000 Ω.m).

II.B.4.e. Mesure FDEM « slingram » avec l’EM 31

La méthode fréquentielle de type Slingram, connu aussi sous l’appellation de méthode électromagnétique à boucle horizontale ou « Horizontal Loop Electromagnetic Method - HLEM » consiste à utiliser un dipôle vertical, comme bobine émettrice (Frischknecht et al., 1991). Le récepteur, placé à une certaine distance mesure les composantes en phase et en quadrature du champ magnétique vertical à différentes fréquences (McNeill, 1990). L’appareil EM 31 est constitué de deux bobines émettrice et réceptrice dont la distance R entre les deux est fixe, elle vaut : 3,66 m. La fréquence utilisée vaut 9,8 kHz. Son principe de fonctionnement est comme décrit ci-dessus : la bobine émettrice induit d’abord un champ magnétique dans tout l’espace, donc dans le sol. Ce champ magnétique induit à son tour des courants dans les corps conducteurs. Chaque boucle de courant, directement proportionnel à la conductivité du sous-sol sous l’appareil, crée un champ magnétique intercepté par la bobine réceptrice. Dans cette bobine, un courant électrique est mesurable et son intensité est linéairement dépendante de la conductivité du terrain. L’instrument est calibré pour donner la conductivité quand le sous-sol est uniforme. Si le terrain est disposé en couches géologiques, l’instrument donnera une valeur intermédiaire de la résistivité.

136 L’EM 31 mesure la composante réelle et la composante imaginaire du champ magnétique total (primaire créé par l’émetteur et secondaire créé par les anomalies dans le sous-sol) : - Après soustraction du champ primaire, la composante en phase est très influencée par la présence de métal - la composante en quadrature de phase est proportionnelle dans le cas d’un terrain homogène isotrope à la conductivité de ce terrain et dans le cas d’un terrain non homogène donne la conductivité électrique apparente du sous-sol. Sur deux régions proches, l’EM 31 donne des conductivités comparables en terrain tabulaire. Toutefois, il peut arriver qu’on passe d’une région très peu conductrice à une région très conductrice ou inversement (on parle en anglais de « edge effects » et en français « effet latéral »). Dans ce dernier cas, les résultats donnés par l’EM 31 ne sont plus représentatifs des conductivités du terrain. Il y a aussi « edge effect » là où un très bon conducteur (résistivité de quelques Ωm ou moins) a des dimensions de l’ordre de la distance R entre émetteur et récepteur (3,66 m). L’EM 31 dans ces cas ne représente plus les conductivités des terrains. Il faut faire attention également lors des mesures sur des sites où existent des lignes électriques de dimension assez importantes pour influencer l’acquisition, ou même la présence d’une masse de métal de dimension non négligeable (engins mécaniques, véhicule). La gamme de résistivité de l’appareil EM 31 est de quelques Ωm (1 Ωm =1000 mS/m) à 1000 Ωm (0,1 mS/m). Il faut distinguer deux cas : cas où on a un demi-espace homogène et un autre cas où on a des superpositions de couches plus ou moins horizontales. Dans le cas d’un demi-espace, la Figure II. 8 nous montre la relation entre la conductivité mesurée par l’EM 31 et la conductivité réelle du sous-sol. Cette figure peut être utilisée pour corriger la valeur mesurée. Les deux valeurs sont d’abord linéairement dépendantes, ensuite, à partir de 50 mS/m, la conductivité mesurée par l’EM 31 commence par être légèrement inférieure à la conductivité réelle du terrain et s’écarte de plus en plus de celle-ci.

137 ' 1000 σa

σa

100 EM31 (mS/m) r

10

Conductivité indiquée pa indiquée Conductivité 1

0.1

0.1 1 10 100 1000 Vraie conductivité de sous-sol (mS/m) Figure II. 8 : Correction de la conductivité électrique mesurée avec l’EM 31 (McNeill, 1980)

Dans le cas d’une superposition de couches, l’EM 31 donne une bonne approximation de la conductivité, l’hypothèse étant que la structure du sous-sol ne varie pas sur une distance latérale d’au moins 5 m. L’approximation est la suivante :

σ a (Eq. II. 42) =−1,0R (z12 ) + k[][] Rz ( 1 ) − Rz ( 2 ) + k 3 Rz ( 2 ) − Rz ( 3 ) + ...... + knn+1 Rz ( ) σ1 avec σ a la résistivité apparente du sous sol, σ i la résistivité de la couche i, zi la profondeur jusqu’à la base de la couche i.

138 Dans les notes techniques et les manuels d’utilisation des équipements, des graphes et des exemples de calcul sont fournis qui permettent de définir la contribution des différentes couches en profondeur, donc de mieux définir la profondeur d’investigation. R(z) est une fonction qui décrit la contribution relative cumulée du terrain situé sous l’instrument de mesure dans le cas d’un milieu homogène elle est décrite sur la Figure II. 9. 1

0.9

0.8

0.7

0.6

0.5 R(z)

0.4

0.3

0.2

0.1

0

0123456789 z (m)

z σ /σ =1,0-R(z )+k [R(z )-R(z )] σ1 1 a 1 1 2 1 2 z2 +k3[R(z2)-R(z3)] σ . 2 z3 . . σ3 zn +kn+1R(zn) où k =σ /σ σ.... n n n-1

σ n+1 Figure II. 9 : Représentation de la fonction de réponse R(z) de l’EM 31 (McNeill, 1980)

139 Ainsi si on multiplie la valeur de la fonction R(z) par 100, on obtient la contribution en pourcentage du terrain situé au-dessous de la cote z. Et la courbe signifie donc que toute la partie du sous-sol située : - au dessous de 1 m contribue à 77 % de la réponse - au dessous de 2 m contribue à 59 % de la réponse - au dessous de 3 m contribue à 47% de la réponse - au dessous de 4 m contribue à 39 % de la réponse - au dessous de 5 m contribue à 33 % de la réponse - au dessous de 6 m contribue à 29% de la réponse, - au dessous de 7 m contribue à 25% de la réponse - au dessous de 9 m contribue à 20% de la réponse (selon le manuel de l’EM31) Ces contributions correspondent à un milieu homogène. Si le terrain au-dessous de ces côtes est plus conducteur que le terrain sus-jacent, sa contribution est supérieure à ces pourcentages.

"Till" 2 1 8 mS/m z1 5

"Shale" 7 40 mS/m

σ a =−1, 0Rz (121 ) + kRz ( ) σ1 σ 40 k ===2 5 2 σ 8 1 zm1 ==−+×=1 ,σ a 8(1,00 0,77 (5 0,77)) 32,6mSm /

zm1 ==−+×=2 ,σ a 8(1,00 0,59 (5 0,59)) 26,9mS / m

zm1 ==−+×=5 ,σ a 8(1,00 0,33 (5 0,33)) 18,6mSm /

zm1 ==−+×=7 ,σ a 8(1,00 0,25 (5 0,25)) 16,0mS / m

Figure II. 10 : Exemple de calcul effectué par l’EM 31 pour donner la conductivité équivalente (McNeill, 1980) Un exemple (Figure II. 10) extrait du manuel concerne la détection d’une couche conductrice (« Shale » σ=40 mS/m, soit ρ=25 m) au dessous d’un recouvrement résistant (« till σ=8 mS/m, soit ρ=125 m). L’anomalie de conductivité apparente lorsque le recouvrement a une épaisseur de 7 m est de 100 % (σ1=8 mS/m et σa=16 mS/m). Pour une épaisseur de 9 m, on mesurerait

140 σa=14 mS/m. Un recouvrement de 9 m n’interdit donc pas la détection d’une couche conductrice en profondeur. Puisque la distance entre émetteur et récepteur est fixe, il n’est pas possible de mesurer la conductivité de chaque terrain par l’EM 31. Il est possible de déterminer avec l’EM 31 si la conductivité croît ou décroît avec la profondeur. Pour cela, on met l’appareil au sol, on note une première conductivité correspondant à la position VCP (Vertical Co-Planar - les plans des bobines d’émission et de réception sont verticaux) des bobines, soit σ a la conductivité mesurée. Ensuite, on fait une autre mesure mais en inclinant l’appareil de telle façon que les plans des bobines d’émission et de réception soient horizontaux, on parle de position HCP (Horizontal Co-Planar), soit σ a ' la conductivité mesurée. Avec cette position de l’appareil, la profondeur d’investigation est réduite, il suffit alors de comparer les valeurs de σ a et de σ a ' pour dire si la conductivité croît ou décroît avec la profondeur.

II.B.5. Méthodes électromagnétiques hautes fréquences (EM HF)

Le radar (RAdio Detection And Ranging), basé sur les propriétés de propagation des ondes électromagnétiques à des fréquences élevées (allant d’une centaine de mégahertz à une dizaine de gigahertz), a été surtout utilisé dans des buts militaires (méthode surtout développée durant la seconde guerre mondiale pour la détection des tunnels par exemple ou des mines anti-personnels). Aujourd’hui, le GPR ou radar sol est utilisé dans différentes disciplines dont la glaciologie, l’archéologie, le génie civil mais aussi l’hydrogéologie et l’environnement (délimitations de déchets) (Brewster et Annan, 1994; Orlando et Marchesi, 2001). Le GPR consiste en l’utilisation de deux antennes, l’une émettrice et l’autre réceptrice. En général, la fréquence d’émission de l’onde radar utilisée varie de quelques dizaines à quelques centaines de MHz pour atteindre des profondeurs d’investigation atteignant quelques dizaines de mètres. Pour plus de précision (de l’ordre du centimètre), on est parfois mené à utiliser des fréquences allant jusqu’au gigahertz. Il est à noter qu’on distingue le radar des autres méthodes électromagnétiques des paragraphes précédents du fait de la considération de la partie propagé de l’onde électromagnétique et non de la partie diffusée. C’est-à-dire que les courants de déplacement deviennent prépondérants par rapport aux courants de conduction.

141 Le principe est simple : les contrastes de permittivité diélectrique du sous-sol réfléchissent une partie de l’énergie émise par l’antenne émettrice. Ces réflexions sont ensuite enregistrées par l’antenne réceptrice pendant un intervalle de temps prédéfini par l’opérateur et constituent une trace. La succession de traces le long d’un profil forme une imagerie radar du sous-sol appelé radargramme ou profil radar.

II.B.6. Méthodes sismiques

La sismique étudie les variations de la vitesse sismique dans le sous-sol, variations qui sont en relation avec les propriétés mécaniques de la matrice rocheuse, avec ou sans les fluides. Nous distinguons la sismique réflexion (très utilisée en prospection pétrolière) et la sismique réfraction (utilisée plutôt en génie civil). En sismique réflexion, c’est le contraste d’impédance acoustique qui intervient alors qu’en réfraction, il s’agit du contraste de vitesse. On définit l’impédance acoustique comme le produit de la vitesse par la densité.

Les expressions des vitesses acoustiques de compression VP et de cisaillement VS ((Eq. II. 14) et (Eq. II. 15)) nous permettent de dire que plus le solvant chloré liquide traversé est dense, plus la vitesse de l’onde sera faible (Tableau II. 2). Certaines exceptions existent quand même, comme le cas du perchloroéthylène ou tétrachloroéthylène (PCE) et du trichloroéthylène (TCE). En effet, le PCE a une densité de 1606 kg/m3 et une vitesse Vp correspondante égale à 1027 m/s tandis que le TCE a une densité de 1451 kg/m3 et une Vp de 1015 m/s (Ajo-Franklin et al., 2006). Néanmoins, les méthodes sismiques 2D (réflexion ou réfraction) sont limitées quand il s’agit de résoudre des problèmes 3D (milieu très hétérogènes) (e.g. de Iaco et al., 2003).

II.C. Acquisitions géophysiques et résultats

Dans le but de localiser un panache de pollution en dégradation, nous avons vu dans les paragraphes précédents que plusieurs techniques géophysiques pourraient donner des résultats intéressants. Toutefois, toutes les techniques n’ont pas donné les résultats escomptés sur le site de Néry-Saintines. En effet, la Polarisation Spontanée a été perturbée par les bruits électromagnétiques générés entre autre par le chemin de fer mais probablement aussi par l’activité racinaire des arbres. De même, le but de l’utilisation du GPR était de voir l’interface entre une zone résistante et une zone conductrice (supposée être les polluants), or à Néry- Saintines, toute la zone d’émergence est conductrice (résistivité inférieure à 40 Ωm). Le

142 signal radar a donc été partout atténué et la technique n’a pu fournir le résultat escompté. Les méthodes sismiques quant à elles, n’ont pu être utilisées pour des raisons d’accessibilité au site et des contraintes de temps. Notre étude géophysique a donc consisté à des acquisitions de panneaux électriques, à une cartographie EM 31, à des sondages TDEM et à des analyses en laboratoires de Polarisation Provoquée en domaine fréquentiel (Spectral Induced Polarization). Dans un premier temps, les résultats de chacune des prospections sont présentés, avant qu’une interprétation combinée soit proposée.

II.C.1. Panneaux électriques

II.C.1.a. Emplacement des profils

Nous avons réalisé six panneaux électriques (Figure II. 11), acquis durant cette thèse selon les conditions d’accessibilité du site.

L’Automne

Figure II. 11 : Emplacement des panneaux électriques (zone alluviale)

Le panneau 1 est la réunification de deux acquisitions successives spatialement, l’une à vingt et une électrodes et l’autre à vingt trois, espacées chacune de 5 m, avec huit électrodes en commun. Ce panneau 1 est parallèle au chemin montant vers la carrière (direction N30°E).

143 Une partie a été réalisée avec un résistivimètre Syscal Pro et une autre avec un résistivimètre Syscal R2. Pour les deux parties du Panneau 1, deux dispositifs d’acquisition ont été utilisés : Wenner-Schlumberger et dipôle-dipôle.

Le panneau 2 est orienté N75°O et fait un angle de 75° avec le panneau 1. Il a été réalisé avec un résistivimètre Syscal R2. Sur les vingt trois électrodes du panneau 2, espacées de 5 m, douze se trouvent dans la zone d’émergence des eaux polluées, soit sur 60 m. Le panneau 3 est l’association de trois profils en « roll-along » avec un dispositif d’acquisition Wenner alpha. La distance entre les électrodes a été de 1 m et pour chacun des trois profils, nous avons utilisé trente deux électrodes. La réunification des trois profils a donné le panneau 3 qui fait 220 m de longueur. Ce panneau électrique a été acquis avec le résistivimètre Syscal R1+. Le panneau 4 est positionné entièrement dans la zone d’émergence. Il a été acquis avec le résistivimètre Syscal Junior avec soixante douze électrodes espacées de 1 m et un dispositif Wenner-alpha, il est orienté N30°O. Enfin les panneaux 5 et 6 ont été acquis en collaboration avec le BRGM avec un appareil Syscal Pro, dans le cadre du programme Atténuation Naturelle, financé par l’ADEME. Le panneau 5 a été acquis avec quatre vingt seize électrodes et le panneau 6 avec soixante douze électrodes espacées de 5 m. Pour les deux panneaux, nous avons utilisé un dispositif dipôle- dipôle et un dispositif gradient. Le panneau 5 est orienté N58°E tandis que le panneau 6 est orienté N32°O.

II.C.1.b. Analyses des résultats

Pour la compréhension et pour faciliter l’interprétation, les panneaux 1 et 6 sont présentés avec des échelles de couleur adaptées à la dynamique des résistivités de ces deux panneaux, tandis que les panneaux 2, 3, 4 et 5 sont présentés avec une même échelle de couleur. Le panneau 1 (Figure II. 12) présente deux zones de résistivités contrastées : (i) l’une résistante, entre les abscisses 10 et 105 m, de résistivité moyenne 140 Ωm, se trouve sous la pente topographique (ii) l’autre conductrice, entre les abscisses 105 et 165 m, de résistivité moyenne 30 Ωm, se trouve dans la partie alluviale. L’interface entre les deux zones fait environ une pente de 9 % par rapport à l’horizontale en plongeant vers le SSO. Sous la zone résistante (i) existent deux anomalies conductrices : la première de résistivité moyenne 15 Ωm est située à l’abscisse 35 m et à 5 m de profondeur, la deuxième de résistivité moyenne 10 Ωm est située à l’abscisse 80 m et à 10 m de profondeur. Dans la partie plus conductrice (ii), une anomalie conductrice de résistivité moyenne 20 Ωm se trouve entre les

144 abscisses 100 et 160 m. Cette anomalie se trouve à 7 m de profondeur entre les abscisses 100 et 130 m et affleure entre les abscisses 130 et 160 m. SSO NNE 20 ème 3 itération

0

Altitude relative (m) Erreur RMS=12.50 -20 0 20 40 60 80 100 120 140 160 m

9 1 1 1 2 2 3 4 4 6 7 9 1 1 1 2 1 4 7 1 6 2 0 9 0 4 2 1 4 7 1 3 0 2 3 ρ (Ω.m) Figure II. 12 : Section de résistivités interprétées du panneau 1 en combinant les données obtenus avec les dispoisitifs dipôle-dipôle et Wenner-Schlumberger

Le panneau 2 (Figure II. 13) présente une résistivité moyenne assez faible de 30 Ωm (conductrice) par rapport au panneau 1 de résistivité moyenne 90 Ωm (résistante) et correspond bien à la partie alluviale humide, plus minéralisée. Ce panneau 2 présente trois zones de résistivités contrastées (i) la première relativement résistante de résistivité moyenne 40 Ωm et d’épaisseur moyenne 7 m se trouve entre les abscisses 7,5 et 80 m, à partir de l’abscisse 50 m, cette zone n’affleure plus, (ii) la deuxième conductrice de résistivité moyenne 30 Ωm en profondeur, entre les abscisses 20 et 70 m, dont le toit varie entre 6 et 10 m de profondeur. Dans cette deuxième couche conductrice, supposée être la matrice, sont encaissées (iii) des anomalies conductrices, dont une de résistivité moyenne 20 Ωm, à l’abscisse 32,5 m, à la profondeur 7,5 m, et une autre anomalie affleurante en surface entre les abscisses 52,5 et 100 m avec une épaisseur de 2 m puis s’approfondissant jusqu’à 5 m de profondeur entre les abscisses 80 et 100 m.

145 ESE ONO 0

(m) -5 r

-10 ofondeu r

P ème -15 Erreur RMS=3.50 3 itération 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 m

3 9 1 2 2 3 3 4 4 5 5 6 7 7 8 8 4 0 5 1 7 2 8 4 9 5 0 6 2 7 ρ (Ω.m) Figure II. 13 : Section de résistivités interprétées du panneau 2 en combinant les données obtenus avec les dispoisitifs dipôle-dipôle et Wenner-Schlumberger

Le panneau 3 (Figure II. 14) présente trois zones de résistivités contrastées (i) la première qui est résistante se trouve en surface, entre les abscisses 0 et 45 m et entre les abscisses 145 et 220 m, avec une résistivité moyenne de 80 Ωm ; (ii) la deuxième est conductrice, avec une résistivité moyenne de 15 Ωm et de couleur bleue sur la coupe de résistivité électrique. Cette partie conductrice est particulièrement visible entre les abscisses 90 et 120 m, et semble être encaissée dans la matrice qui constitue (iii) la troisième zone (couleur verte et jaune) de résistivité moyenne 40 Ωm et qui occupe tout le reste du panneau.

SE NO 0 (m) r -5 ofondeu r P -10 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 m Erreur RMS=1.73 3 ème itération ρ (Ω.m) Figure II. 14 : Section de résistivités interprétées du panneau 3

Le panneau 4 (Figure II. 15), présenté avec la même échelle de couleur que les panneaux 2 et 3, présente peu de contraste de résistivité. Ce panneau présente la même matrice que nous observons dans le panneau 3 (résistivité moyenne de 35 Ωm).

146 NO SE 0 (m) r -2

-4 ofondeu r P

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 m

Erreur 3 ème itération RMS=1.51 3 9 1 2 2 3 3 4 4 5 5 6 7 7 8 8 4 0 5 1 7 2 8 4 9 5 0 6 2 7 ρ (Ω.m) Figure II. 15 : Section de résistivités interprétées du panneau 4

Le panneau 5 (Figure II. 16) est présenté avec la même échelle de couleur que les panneaux 2, 3 et 4. Nous avons combiné les mesures acquises avec les dispositifs dipôle- dipôle et gradient : le panneau 5 présente principalement cinq zones de résistivité contrastée. La première se situe à 8 m de profondeur, cette partie présente une résistivité de 30 Ωm en moyenne (couleur dominante verte). Il existe néanmoins en quelques endroits de la surface et contenu dans cette couche verte, des anomalies résistantes (entre les abscisses 70 et 120 m puis les abscisses 280 et 400 m). La deuxième zone se trouve entre les profondeurs 8 et 30 m, présente une résistivité moyenne de 70 Ωm (couleur dominante orange). La troisième zone se trouve entre les profondeurs 30 et 65 m, présente une résistivité moyenne de 20 Ωm (de couleur bleue claire). La quatrième zone se trouve en dessous de 65 m de profondeur, avec une résistivité moyenne de 40 Ωm. Enfin la cinquième zone est une anomalie conductrice (couleur bleue marine) aux environs de 5 m de profondeur, elle présente une résistivité moyenne de 10 Ωm et est surtout observable entre les abscisses 170 et 300 m. ONO ESE 0 -20 elative (m) elative

r -40 -60 -80 Altitude Altitude 0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 m Erreur ème 3 itération 3 9 1 2 2 3 3 4 4 5 5 6 7 7 8 8 RMS=3,23 4 0 5 1 7 2 8 4 9 5 0 6 2 7 ρ (Ω.m) Figure II. 16 : Sections de résistivités interprétées du panneau 5 en combinant les données obtenus avec les dispoisitifs dipôle-dipôle et gradient

147 Le panneau 6 présente trois zones de résistivités contrastées. La première, avec une résistivité moyenne de 150 Ωm, se trouve entre les abscisses 0 et 190 m et entre 10 et 35 m de profondeur. La deuxième zone, de résistivité moyenne 35 Ωm, se trouve entre les abscisses 60 et 340 m, entre la surface et 60 m de profondeur. Enfin la troisième zone est une anomalie conductrice, très visible entre les abscisses 150 et 180 m aux environs de 10 m de profondeur et entre les abscisses 210 et 340 m. SSE NNO 35 25 15 5 -5 elative (m) elative r -15 -25 -35 -45 ème Altitude RMS=4.18 3 itération -55 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 240 260 280 300 320 340

5 7 9 1 1 2 3 4 5 8 1 1 2 2 3 5 3 7 3 2 3 9 1 1 5 0 7 7 1 0 0 4 7 8 4 ρ (Ω.m) Figure II. 17 : Sections de résistivités interprétées du panneau 6 en combinant les données obtenus avec les dispoisitifs dipôle-dipôle et gradient

II.C.2. Cartographie EM 31

Une cartographie en configuration HCP (dipôle magnétique vertical) a été réalisée couvrant la zone d’émergence du site, entre le pied du coteau et la route départementale (Figure II. 18) avec l’appareil EM 31. Les mesures ont été effectuées en partie sur la plate-forme de stabilisation de cette zone d’émergence (cette plate-forme est constituée par de la terre de remblai, récupérée sur la partie en hauteur du site même, elle est donc consituée à priori de sables du Cuisien), avec la présence en certains endroits de mares d’eau. Cette plate-forme de stabilisation a une épaisseur moyenne de 50 cm et est mise en place dans le but de réduire le tassement en vue de la mise en place des drains et respecter ainsi le fil de l’eau (écoulement gravitaire de l’eau). Des mesures ont également été effectuées sur la piste destinée à la circulation des véhicules de chantier.

148

Figure II. 18 : Carte de conductivité électrique apparente obtenue avec l’appareil EM 31 avec le contexte des mesures Les mesures effectuées sur la piste de circulation des véhicules de chantier sont les plus résistantes sur cette cartographie EM 31, la conductivité moyenne est de 20 mS/m, soit en terme de résistivité 50 Ωm. Au bout de la piste, au NO existe une zone très conductrice (de couleur bleue marine) avec une conductivité moyenne de 95 mS/m (10,5 Ωm). La zone d’emplacement de la plate-forme de stabilisation ainsi qu’une petite partie au sud de celle-ci puis la limite NE de la cartographie EM 31 sont nettement plus conductrices (de couleur verte et bleue claire, avec une conductivité moyenne de 55 mS/m, soit 18 Ωm) par rapport au reste du site à la conductivité moyenne de 30 mS/m, soit 33 Ωm (de couleur jaune et orange).

II.C.3. Sondages TEMFAST 48

Nous avons effectué cinq sondages TDEM avec l’appareil TEMFAST 48 sur la zone d’émergence de Néry-Saintines qui nous ont permis d’obtenir un profil TDEM (Figure II. 19).

149 L’Automne

Figure II. 19 : Emplacement des sondages et du profil TDEM

Les sondages ont été réalisés avec des boucles carrés de 12,50 m par 12,50 m. Seul le sondage NER1 n’a pas été effectué sur la plate-forme de stabilisation contrairement aux quatres autres (Figure II. 18 (a)). Nous avons réussi à inverser au mieux les données TDEM en introduisant un effet PP pour les couches superficielles et dont les mesures correspondent aux débuts des courbes TDEM (Figure II. 20).

150

Figure II. 20 : Inversion des données TDEM pour les cinq sondages (a) NER1 (b) NER2 (c) NER3 (d) NER4 (e) NER5 Avec les données inversées, nous avons obtenus un profil TDEM sur la zone d’émergence (Figure II. 21).

151

Figure II. 21 : Profil TDEM à Néry-Saintines

Le profil TDEM présente trois zones de résistivités contrastées. La première est une zone résistante (couleur orange et rouge), avec une résistivité moyenne de 50 Ωm. Cette zone se trouvant entre la surface et 10 m de profondeur, est bien résistante entre 50 et 225 m et se réduit en épaisseur du côté de NER2. La deuxième zone est une couche très conductrice (couleur bleue) de résistivité moyenne 0,5 Ωm, entre 15 à 25 m de profondeur. Cette couche remonte en surface au niveau de NER2 et disparait au niveau de NER1. Enfin la troisième couche est une couche conductrice de résistivité 3 Ωm (couleur verte), elle se trouve à partir de 25 m de profondeur. Elle remonte également jusqu’à la profondeur de 6 m au niveau de NER2 et NER3.

II.C.4. Polarisation provoquée

Nous avons effectué sept prélèvements d’échantillons de sol de surface dans la vallée alluviale de l’Automne (Figure II. 22). Des mesures de polarisation provoquée spectrale (fréquences minimales et maximales de mesure, respectivement de 732 mHz et de 12 kHz) ont été effectuées sur ces prélèvements avec l’appareil SIP-Fuchs (Figure II. 23).

152 L’Automne

Figure II. 22 : Positionnement des points de prélèvement d’échantillon pour les mesures PP spectrale

153 45 (a)

40 .m

Ω 35

30 Résistivité en Résistivité

25

20 0.1 1 10 100 1000 10000 Fréquence en Hz Prélèvement 1 Prélèvement 2 Prélèvement 3 Prélèvement 4 100 (b) Prélèvement 5 Prélèvement 6 Prélèvement 7 ad r

10 - phase en m

1 0.1 1 10 100 1000 10000 Fréquence en Hz Figure II. 23 : Spectres (a) d’amplitude et (b) de phase de la résistivité avec les échantillons prélevés sur la zone alluviale

154 Là où nous avons effectué nos prélèvements, les valeurs de résistivités du sol de surface varient de 20 à 40 Ωm. Les phases des sept échantillons présentent la même signature : les coefficients pour leurs courbes de tendance sont voisins pour des coefficients de déterminations supérieurs à 0,97 (Tableau II. 8). Tableau II. 8 : Equations de tendance des spectres de phases pour les 7 échantillons Nom de l’échantillon Equation de tendance Coefficient de correlation R2 Prélèvement 1 ln(Y) = 0,15 × ln(X) + 1,3 0,97 Prélèvement 2 ln(Y) = 0,17 × ln(X) + 1,2 0,99 Prélèvement 3 ln(Y) = 0,19 × ln(X) + 0,9 0,98 Prélèvement 4 ln(Y) = 0,13 × ln(X) + 1,7 0,97 Prélèvement 5 ln(Y) = 0,19 × ln(X) + 0,8 0,99 Prélèvement 6 ln(Y) = 0,15 × ln(X) + 1,7 0,98 Prélèvement 7 ln(Y) = 0,21 × ln(X) + 0,8 0,99 -Y est la phase en mrad et X est la fréquence en Hz

Nous avons comparé pour les sept prélèvements les valeurs des phases données par le SIP- Fuchs en basse fréquence (2,92 Hz) (Figure II. 24) et en haute fréquence (12 kHz) (Figure II. 26). Nous avons également comparé, toujours pour les sept prélèvements, les valeurs de la partie imaginaire de la résistivité complexe, en basse fréquence (Figure II. 25) ainsi qu’en haute fréquence (Figure II. 27). Pour toutes les comparaisons, les prélèvements 5 et 7 présentent des phases et des parties imaginaires systématiquement et significativement inférieures par rapport aux autres prélèvements. Les prélèvements 4 et 6 quant à eux présentent des phases et des parties imaginaires significativement élevées pour les deux fréquences. A basse fréquence, le prélèvement 1 présente des valeurs assez élevées de phase ainsi que de la partie imaginaire ; cette différence ne s’observe pas en haute fréquence. Les prélèvements 2 et 3 présentent des valeurs de phase et de partie imaginaire élevées en haute fréquence, par contre, en basse fréquence, le prélèvement 2 présente des valeurs assez faibles de phase et de partie imaginaire tandis que le prélèvement 3 possède une partie imaginaire élevée et une petite phase. Le Tableau II. 9 résume les valeurs de phase et de partie réelle de la résistivité complexe comparées.

155

Figure II. 24 : La phase (mrad) à la fréquence de 2,92 Hz pour chaque prélèvement

Figure II. 25 : La partie imaginaire de la résistivité (Ωm) pour chaque prélèvement à la fréquence de 2,92 Hz

156

Figure II. 26 : La phase (mrad) à la fréquence de 12 kHz pour chaque prélèvement

Figure II. 27 : La partie imaginaire de la résistivité (Ωm) pour chaque prélèvement à la fréquence de 12 kHz

157 Tableau II. 9 : Valeurs des phases et parties imaginaires de la résistivité complexe comparées Nom Phase 12 kHz Phase 2,92 Hz Partie imaginaire Partie imaginaire (mrad) (mrad) 12 kHz (Ωm) 2,92 Hz (Ωm) Prélèvement 1 15 5 0,43 0,14 Prélèvement 2 18 4 0,47 0,11 Prélèvement 3 19 3 0,73 0,12 Prélèvement 4 23 6 0,80 0,23 Prélèvement 5 14 3 0,33 0,07 Prélèvement 6 21 6 0,45 0,13 Prélèvement 7 16 3 0,36 0,06

Nous avons également inversé ces données de polarisation provoquée pour obtenir les paramètres du modèle Cole-Cole. Les résultats sont présentés sur le Tableau II. 10.

Tableau II. 10 : Valeurs des paramètres Cole-Cole inversés

Nom Résistivité en m c τ courant continu (Ωm) Prélèvement 1 31,2 0,20 0,19 0,00000010006 Prélèvement 2 26,6 0,23 0,25 0,00000010005 Prélèvement 3 40,9 0,22 0,30 0,00000010003 Prélèvement 4 37,5 0,29 0,22 0,00000010003 Prélèvement 5 24,6 0,18 0,27 0,00000010001 Prélèvement 6 22,9 0,22 0,22 0,00000124550 Prélèvement 7 23,8 0,20 0,25 0,000000100119

La valeur de m dans le milieu naturel avoisine la valeur de 0,2 et ne dépasse pas généralement celle-ci. Les Prélèvements 2, 3, 4 et 6 présentent l’anomalie PP tels que leurs chargeabilités sont légèrement supérieures à 0.2.

158 II.C.5. Interprétation des données géophysiques

Les panneaux électriques renseignent essentiellement sur la géologie et l’existence éventuelle du panache de polluant, étant directement sensible à la résistivité électrique des matériaux. Les méthodes électromagnétiques (Slingram et TDEM) sont en revanche très sensibles aux matériaux conducteurs. Le TDEM est la meilleure technique parmi celles que nous avons utilisées pour localiser le toit du conducteur. La PP quant à elle est sensible à la conductivité de surface apportée par l’existence éventuelle des biofilms. Nous allons voir respectivement ce qu’on peut tirer de chaque technique pour voir ensuite leurs complémentarités.

Les deux zones du panneau 1 peuvent être interprétées comme (i) une couche de sable du Cuisien (résistante), et (ii) une couche d’alluvions sableuses, relativement conductrice du fait de la présence d’eau plus ou moins minéralisée. Les deux anomalies conductrices aux abscisses 35 et 80 m et sous la zone résistante sont interprétées comme étant des intrusions d’eau polluée dans les sables du Cuisien. En effet, il ne peut pas s’agir d’argile puisque l’argile de Laon n’a jamais été rencontrée sur le site de Néry-Saintines. La couche d’argile sableuse du Sparnacien ne se rencontre qu’aux alentours de 30 m de profondeur. L’autre anomalie entre les abscisses 100 et 160 m, est également interprétée comme une venue de polluant. Une direction préférentielle d’écoulement de polluant serait alors suspectée dans les sables du Cuisien vers les alluvions sableuses (Figure II. 28).

SSO NNE 20 Direction préférentielle du panache de polluant

0 Altitude relative (m) Altitude relative -20 0 20 40 60 80 100 120 140 160 m ème Erreur 3 RMS=12.50 itération 9 1 1 1 2 2 3 4 4 6 7 9 1 1 1 2 1 4 7 1 6 2 0 9 0 4 2 1 4 7 1 3 0 2 3 ρ (Ω.m) Figure II. 28 : Panache de polluant sur le panneau 1

159 Le panneau 2 nous montre une coupe des alluvions sableuses. La zone relativement résistante en surface du panneau 2 se trouvant entre les abscisses 7,5 et 80 m correspond à une nappe d’alluvions sableuses. Elle contiendrait une plus grande proportion de sables que d’alluvions, étant plus proche des sables du Cuisien, avec de l’eau douce, sur 7 m d’épaisseur. Le reste du panneau 2 est interprété comme étant toujours les alluvions sableuses mais avec une proportion plus grande en alluvions. Dans certaines parties de cette nappe alluviale se trouve des anomalies conductrices (aux abscisses 32,5 m, et entre 52,5 et 100 m) qui sont interprétées comme étant des polluants dissous en quantité plus ou moins importante selon la taille de l’anomalie (Figure II. 29). Panache de polluant ESE ONO 0

(m) -5 r

-10 ofondeu r

P ème -15 Erreur RMS=3.50 3 itération 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 m

3 9 1 2 2 3 3 4 4 5 5 6 7 7 8 8 4 0 5 1 7 2 8 4 9 5 0 6 2 7 ρ (Ω.m) Figure II. 29 : Panache de polluant sur le panneau 2 Le panneau 3 intercepte le panache de pollution (Figure II. 30) et montre bien l’émergence de polluants entre les abscisses 90 et 120 m, comme ce que nous avons observé sur le terrain lors de nos acquisitions. Ce panache de polluant baigne dans l’alluvion sableuse (de couleur jaune- vert). Les parties résistantes au SE et au NO sont interprétées comme étant de la tourbe sèche. Panache de polluant

SE NO 0 (m) r -5 ofondeu r P -10 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 m ème Erreur RMS=1.73 3 itération ρ (Ω.m) Figure II. 30 : Panache de polluant sur le panneau 3

160 Le panneau 4 (Figure II. 15) est situé sur une zone sans polluant (sur la gamme de profondeur atteinte) : aucune anomalie conductrice n’est visible. Le panneau 5 nous informe essentiellement sur les couches géologiques (Figure II. 31). D’abord, la couche qui se trouve à partir de la surface à 8 m de profondeur est interprétée comme étant les alluvions sableuses. Elle est intercalée en certains endroits avec de la tourbe sèche résistante (couleur jaune-orange sur les coupes). Le panneau 5 intercepte le panache de polluant qui constitue la grosse anomalie conductrice qu’on observe au milieu du profil (abscisses 160 à 290 m) et qui coïncide avec les endroits d’anomalies chimiques que nous avons observés dans le chapitre I. Ensuite, la couche résistante se trouvant entre 8 et 30 m de profondeur est interprétée comme étant la couche des sables du Cuisien, puis entre 30 et 60 m de profondeur, les argiles sableuses du Sparnacien, et enfin à partir de 65 m de profondeur une partie des sables du Thanétien qui remonte aux environs de l’abscisse 240 m pour être visible dans la couche d’argiles sableuses du Sparnacien. Ce panneau 5 donne donc une largeur du panache de polluant de 150 m dans les premiers 10 m du sous sol. ONO ESE 0 I -20 II elative (m) r -40 III -60 -80 IV Altitude 0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 m Erreur 3 ème itération 3 9 1 2 2 3 3 4 4 5 5 6 7 7 8 8 RMS=3,23 4 0 5 1 7 2 8 4 9 5 0 6 2 7 ρ (Ω.m) I : Alluvions sableuses et tourbes II : Sables du Cuisien III : Argiles sableuses du Sparnacien IV : Sable du Thanétien

: Panache de pollution Figure II. 31 : Interprétation du Panneau 5 Le panneau 6 confirme notre interprétation du panneau 1. Il présente également deux zones : (i) une couche de sables du Cuisien (résistante), et (ii) une couche d’alluvions sableuses, relativement conductrice du fait de la présence d’eau plus ou moins minéralisée. Les anomalies conductrices sont interprétées comme étant des panaches de polluant. Particulièrement, l’anomalie conductrice aux environs de l’abscisse 170 m serait le panache de polluant dissous, riche en chlorure ou autres ions halogénures provenant de la dégradation des hydrocarbures halogénés. Cette anomalie serait responsable de la quantité très élevée de

161 chlorures qu’on observe dans le piézomètre F5 (Tableau II. 11). Les autres anomalies conductrices au SSE, entre les abscisses 210 et 340 m à 10 m de profondeur seraient toujours les panaches de polluant. Ces panaches sont soit alimentés par les résurgences, soit alimentés par les profondeurs, mais de plus amples investigations seraient nécessaires pour le définir. SSE NNO 35 (F5 - 43.75 m de profondeur) 25 15 Résurgence 5 -5 elative (m) r -15 -25 -35 -45 ème Altitude Altitude RMS=4.18 3 itération -55 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 240 260 280 300 320 340

5 7 9 1 1 2 3 4 5 8 1 1 2 2 3 5 3 7 3 2 3 9 1 1 5 0 7 7 1 0 0 4 7 8 4 ρ (Ω.m) Figure II. 32 : Interprétation du Panneau 6

162

Tableau II. 11 : Quantité de chlorure en F5 Date Chlorure en F5 en mg/l 13-mai-97 158 8-juil-97 172 30-sept-97 163 7-janv-98 148 30-mars-98 149 30-juin-98 150,8 30-sept-98 142,5 13-janv-99 119 28-oct-99 147 16-déc-99 157 4-mars-00 135 26-juin-00 109 26-oct-00 102 16-déc-00 129 30-mai-01 119 2-août-01 128 18-déc-01 122 14-mars-02 102 7-juin-02 116 29-août-02 121 21-nov-02 135 13-févr-03 144 1-oct-03 166 28-janv-04 166 28-avr-04 150 26-juil-04 154 27-oct-04 142 26-janv-05 126 26-avr-05 117 26-juil-05 124

Pour la cartographie EM 31, l’anomalie conductrice au bout de la piste (au NO) serait attribuée à une cause anthropique (probablement des déversements de produits très minéralisés en surface) sur le site et n’est pas associée à la présence de pollution. La piste est constituée par de la terre de remblai compactée, la même terre qui est utilisée pour les 50 cm de terre de la plate-forme de stabilisation (Figure II. 18). L’épaisseur mais surtout la compaction de cette terre de remblai influence beaucoup la conductivité. Plus la terre est compactée, moins il y a de vides dans lesquelles l’eau peut circuler, donc plus la conductivité est faible. En revanche, sur la plate-forme, nous avons effectué les mesures EM 31 juste après une période de pluie, de plus l’eau venant de la nappe remontait en surface par artésianisme.

163 La terre de remblai était donc imbibée d’eau, et il existait même des mares d’eau (Figure II. 18). Nous avons vu précédemment qu’un objet se trouvant sous les 7 premiers m contribuerait à 25 % de la réponse. Malgré la présence des 50 cm de remblai, la zone de la plate-forme de stabilisation est encore très conductrice par rapport au reste du site, et on remarque que cette conductivité ne provient pas de la présence des mares d’eau (Figure II. 18). Sur la zone de la plate-forme, un puits (bien visible sur la carte Figure II. 18) permet de récupérer une partie de l’eau superflue, l’eau est alors acheminée vers une citerne de décantation avant d’être traitée et rejetée dans le milieu naturel. L’anomalie conductrice autour du puits peut être attribuée au pompage des eaux d’émergence polluées. Toutefois, le rayon d’action de ce puits est faible, puisqu’il est destiné uniquement à récupérer le surplus d’eau d’émergence au niveau de la plate-forme. Son action n’influence pas l’écoulement naturel vers la rivière l’Automne. Par ailleurs, la petite partie au sud de la plate-forme de stabilisation, ainsi que la limite NE de la carte qui sont conductrices, sont interprétées comme des zones préférentielles de passage de la pollution.

Figure II. 33 : Panache de polluant interprété sur la carte EM 31

164 Sur le profil TDEM, nous interprétons l’anomalie très conductrice (bleue) de résistivité moyenne 0,5 Ωm comme le panache de polluant dissous. Son toit est visible à l’altitude relative -16 m au centre probable du panache qui serait sous NER5. La partie dissoute de ce panache s’étend essentiellement entre NER4 et NER5 et s’étend vers le NO sans atteindre NER1 (Figure II. 21). Cependant une petite partie du panache se trouve sous NER2 et NER3, mais l’épaisseur du panache dissous est assez faible (moins de 2 m).

Pour la PP spectrale, nous pouvons dire que du côté des prélèvements 5 et 7, nous n’avons pas de polluants en cours de dégradation, du moins en surface puisque les échantillons ont été pris dans les premières dizaines de centimètres du sol. Par contre, du côté des prélèvements 1, 2, 3, 4 et 6, nous soupçonnons une très forte activité bactérienne puisqu’il y une forte anomalie PP (phase et partie imaginaire). Quant aux valeurs de chargeabilité ( Tableau II. 10) que nous avons obtenues après inversion, celles-ci sont voisines de celles qu’on trouve dans la littérature, à savoir 0,2 mais là où nous soupçonnons des activités bactériennes intenses, les chargeabilités sont légèrement supérieures à cette valeur. Ces résultats corroborent les résultats obtenus avec la chimie (chapitre I) et les autres techniques géophysiques.

Considérons maintenant les complémentarités des résultats obtenus avec les différentes techniques. D’abord la cartographie EM 31 et le profil TDEM : en regardant les résultats d’inversion TDEM, nous constatons qu’entre les sondages NER1 et NER3, une couche relativement résistante (de résistivité moyenne 50 Ωm), probablement la couche d’alluvions sableuses, sans polluant, masque la couche conductrice (les polluants) dans la cartographie EM 31. Cette observation s’expliquerait par le fait que dans le cas d’une superposition de couches, une couche se trouvant en dessous de 1 m contribuerait à 77 % de la réponse donnée par l’appareil EM 31 et une couche se trouvant en dessous de 9 m contribuerait à 20 % de la réponse (manuel de l’EM 31). Considérons ensuite les résultats du panneau 5 et du profil TDEM. Ce panneau 5 nous a permis de dire que la couche d’argiles sableuses du Sparnacien se trouverait vers 30 m de profondeur. Le profil TDEM voit une couche très conductrice de résistivité 3 Ωm à partir de 20 m de profondeur. Les deux interprétations confirment le fait qu’il existe bien un panache de polluant lourd, probablement en dégradation, se reposant sur la couche d’argiles sableuses

165 du Sparnacien. Mais de plus amples investigations (comme des forages) devraient être entreprises pour vraiment confirmer cette hypothèse. Les anomalies PP au niveau des prélèvements 1, 2, 3, 4 et 6 qui se trouvent directement aux alentours des sondages TDEM NER2, NER3, NER4 et NER5 nous indiquent la zone préférentielle de passage de la pollution qui s’étale à proximité de NER1 (à 230 m du début du profil TDEM).

II.D. Conclusion sur la géophysique appliquée à l’étude des sites polluées aux hydrocarbures et les résultats de prospections Nous avons considéré cinq paramètres géophysiques que nous avons estimés utiles pour l’étude des sites pollués aux hydrocarbures. Ce sont la résistivité électrique simple ou complexe, la chargeabilité, la permittivité électrique, le potentiel spontané et les vitesses acoustiques. Ces paramètres peuvent être utilisés pour indiquer la présence d’hydrocarbures dissous et donc la présence des solvants chlorés dissous. Les éléments dissous accroissent fortement la conductivité électrique de la phase aqueuse et atténue ainsi les ondes radar ce qui permettrait de localiser le panache de solvants chlorés dissous là où on observe des zones d’ombres. Les activités bactériennes intenses peuvent intensifier les phénomènes de surface avec les biofilms, en particulier pour la biomasse attachée à la matrice solide. Ces propriétés peuvent augmenter la chargeabilité du milieu et provoquer des anomalies de polarisation provoquée (anomalies de phase ou de partie imaginaire de la résistivité électrique complexe). Le potentiel spontané est lié aux conditions d’oxydoréduction du milieu et peut être indicateur d’échanges intenses d’électron. La vitesse des ondes acoustiques P croit avec la quantité d’hydrocarbures lourds mais décroit avec celle des hydrocarbures légers en milieu saturé. En milieu non saturé, la vitesse des ondes P décroit quand il y a plus d’hydrocarbures. Quant aux techniques utilisant ces différents paramètres géophysiques, certaines n’ont pas donné les résultats escomptés : la polarisation spontanée a été perturbée par les bruits électromagnétiques générés entre autre par le chemin de fer et par l’activité racinaire des arbres. De même, l’onde radar que l’on espérait être atténuée seulement là où est les solvants chlorés dissous étaient présents se trouve être atténuée partout sur la zone d’émergence du site (zone alluviale), toutes les résistivités y sont en effet inférieure à 40 Ωm. Les méthodes sismiques n’ont pu être utilisées pour des raisons d’accessibilité au site. Par contre, les panneaux électriques nous ont permis d’observer le panache de polluant dans les premiers dix mètres de profondeur, ainsi qu’au pied du coteau, alimentant les émergences. Ce panache

166 aurait plus 150 m de largeur et le centre se trouverait en profondeur aux environs de la plateforme de stabilisation. Ces panneaux nous ont également permis de confirmer la succession géologique sur notre site. L’EM31 associé au TDEM (technique électromagnétique plus sensible aux conducteurs que les méthodes électriques) nous ont permis de localiser le panache de polluant dont le centre se trouverait sous la plate-forme de stabilisation, ce panache s’étendrait sur une distance de 150 m en moyenne avec un petit étalement sur les côtés et serait localisé à une quinzaine de mètres de profondeur (Figure II. 34). Les panaches donnés par les panneaux électriques et les méthodes électromagnétiques coïncident globalement. Avec les sept échantillons prélevés sur la zone d’émergence de Néry- Saintines (zone alluviale en rive gauche de l’Automne), deux ne présentent pas du tout d’anomalie PP (les prélèvements 5 et 7). A ces deux points, nous avons conclu qu’il n’y avait pas d’activité bactérienne pouvant faciliter la dégradation des solvants chlorés. Les cinq autres prélèvements présentent par contres des anomalies systématiques de phase, de partie imaginaire de la résistivité complexe et également de la chargeabilité. Nous avons interprété que sur ces points (prélèvements 1, 2, 3, 4, 6) il y avait une activité microbiologique intense. L’intensité de cette activité bactérienne n’est cependant pas la même. La hiérarchie du point ayant l’activité bactérienne la plus intense vers le point présentant le moins d’intensité est la suivante Prélèvements 4 > Prélèvement 6 > Prélèvement 2 > Prélèvement 3 > Prélèvement 1 (Figure II. 24 à Figure II. 27 et Tableau II. 10).

167

Figure II. 34 : Localisation du centre et des limites du panache avec un exemple de coïncidence entre la chimie et la géophysique

168

Chapitre III : Modélisation hydrogéologique

169

170

CHAPITRE III : MODELISATION HYDROGEOLOGIQUE

III.A. Problématiques des sites contaminés aux solvants chlorés et modélisation

La problématique des sites pollués par les solvants chlorés commence par la formation de la zone source ou zone d’imprégnation. Une fois formée, cette zone d’imprégnation est lessivée à la fois par l’eau d’infiltration (pluie efficace) mais aussi par l’écoulement de la nappe souterraine. En effet, une fois déversés dans la carrière, les solvants chlorés s’infiltrent dans la zone non saturée et se déplacent par gravité. Ce déplacement peut s’accompagner de la formation d’un panache gazeux (Côme et al., 2006b). Nous sommes alors en présence d’un écoulement triphasique entre l’air, l’eau dans la zone non saturé et le produit dense non miscible à l’eau. Le passage dans la zone non saturée forme une partie de la zone d’imprégnation. Le solvant chloré peut s’accumuler ensuite sur la surface libre de l’eau, si celui est plus léger que l’eau ou si un équilibre entre la force de gravité et la tension superficielle peut être établi en fonction de la nature du solvant chloré. Généralement, comme la plupart des solvants chlorés sont plus denses que l’eau (sauf le chlorométhane de densité d=0,913 ; le chloroéthane de densité d=0,890 et le chlorure de vinyl de densité d=0,903), le produit pénètre directement dans la zone saturée et se déplace verticalement. Ce déplacement gravitaire dans la zone saturée constitue la seconde partie de la zone source. Comme les solvants chlorés sont en partie dissous dans l’eau, ce deuxième déplacement gravitaire s’accompagne cette fois-ci d’une formation de panache dissous. Pendant sa descente, le solvant chloré peut être adsorbé de manière réversible sur la matrice solide. A part les réactions chimiques de dissolution et en fonction des conditions chimiques et la quantité de micro-organismes disponibles dans le sous-sol, les solvants chlorés peuvent subir de la biodégradation.

III.A.1. Pourquoi utiliser Modflow, MT3D99, RT3D et UTCHEM ?

Pour pouvoir modéliser le devenir des solvants chlorés, plusieurs modèles numériques et analytiques existent. Nous ne ferons pas dans cette thèse d’inventaire de ce genre de codes de calculs, des ouvrages de la littérature en fournissent une bonne liste (van der Heidje, 1996; Huré, 2004; Nex, 2004; Quintard et al., 2006), nous allons tout juste citer quelques uns qui

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sont les plus utilisés puis nous allons voir également les développements récents en France Les modèles analytiques fournissent des réponses exactes ou proches des vraies solutions, ils sont relativement simples d’utilisation et de résolution tandis que les modèles numériques donnent des solutions approchées mais sont efficaces pour résoudre les problèmes complexes (Wiedemeier et al., 1999). Parmis les solutions analytiques, Bioscreen est un logiciel libre pour simuler l’atténuation naturelle d’hydrocarbures dissous dans les sites pollués par des produits pétroliers (Newell et al., 1996; Newell et al., 1997: cités par Wiedemeier et al. 1999). Il est basé sur le modèle analytique de (Domenico, 1987). Le modèle original de Domenico (1987) simule l’écoulement souterrain, avec une isotherme de sorption linéaire et une dispersion 3D. Ce modèle original peut incorporer une décroissance du premier-ordre pendant le transport de soluté. Bioscreen étend le modèle de Domenico en incorporant une réaction instantanée dont la source de concentration est décroissante avec un accepteur d’électron. Aussi, Biochlor (Aziz et al., 1999: cité par Wiedemeier et al., 1999) simule l’atténuation naturelle de solvants chlorés avec une interface similaire à celle de Bioscreen. Biochlor simule la biodégradation des solvants chlorés avec des cinétiques réactionnelles moins rapides invalidant la conception de réaction instantanée. De plus, la biodégradation des solvants chlorés est supposée se faire par déchloration réductive. Ce procédé fait intervenir des séquences de réactions dans lesquelles le composé parent est biodégradé en composantes filles et ainsi de suite. Récemment, Atteia et Guillot (2007) ont développé MIKSS (Mixed Instantaneous and Kinetics Superposition Sequence) qui est également une solution analytique qui a pour but de prédire la taille du panache de polluant de BTEX et de solvant chlorés en élargisant le principe de superposition (Borden et al., 1986) à plusieurs série de réactions. Le modèle permet de prendre en compte à la fois les cinétiques de réactions de biodégradation des hydrocarbures aromatiques mais également la présence de H2 fourni par d’autres réactions et nécessaire à la biodégradation (Semprini et al., 1995). Il permet de distinguer les réactions qui se passent au cœur du panache et aux environs de la frange capillaire qui sont différentiables (Chappelle et al., 2002; van Breukelen et Griffioen, 2004) par adaptation de l’approche séquentielle itérative. Quant aux modèles numériques, nombreux sont les codes qui ont été développés, notamment, en France, deux thèses de doctorat au moins ont été réalisés dans le cadre de la modélisation mathématique de l’atténuation naturelle des solvants chlorés en milieu poreux (Huré, 2004; Nex, 2004). Des développements de logiciels modélisant le transfert de polluants en milieu fracturé ont également eu lieu récemment en France (Bodin et al., 2007). Nombreux sont les

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codes monophasiques utilisés dans les bureaux d’études pour l’étude de l’atténuation naturelle des solvants chlorés. Les codes multiphasiques sont quant à eux plus complexes à mettre en ouvre et ne sont pas utilisés d’une manière systématique. En France, le programme MACAOH (Modélisation, Atténuation et Caractérisation dans les Aquifères des composés Organo-Halogénés) a entrepris un programme d’intercomparaison d’une vingtaine de codes numériques et analytiques (Quintard et al., 2006). Ce programme d’intercomparaison a montré qu’il n’existe pas aujourd’hui de code pouvant simuler les cas complet (c'est-à-dire la libération dans l’environnement du produit lourd immiscible à l’eau, sa dissolution, sa volatilisation, son transport, son atténuation par adsorption et biodégradation). Des résultats concluants ont été obtenus par rapport aux modèles monophasiques utilisés en routine dans les bureaux d’études, par contre, des problèmes ont été rencontrés quant à l’utilisation du code multiphasique UTCHEM qui semblerait être le code le plus complet1 pour ce genre de modélisation (Nex, 2004). Les critiques du programme d’intercomparaison de modèles sur UTCHEM sont qu’il ne permet pas de bien représenter ni la volatilisation ni l’adsorption surtout dans la zone non saturée, malgré la documentation sur le logiciel qui stipule le contraire. Par contre il présente des fonctionnalités que d’autres programmes n’ont pas (échanges entre phase eau et phase organique en équilibre non local mais avec un coefficient d’échange constant). Selon toujours le programme d’intercomparaison MACAOH, UTCHEM ne permet pas de prendre en compte n’importe quel type de corrélation entre pressions capillaires et perméabilités relatives. Dans cette thèse, nous avons choisi d’utiliser en premier l’interface PMWIN Pro qui est très convivial. Ses modules MT3D99 et RT3D permettent de répondre aisément aux questions qui se posent sur le site de Néry-Saintines concernant le panache de polluant en aval de la carrière et sur les éventuels impacts qu’aurait l’implantation des drains prochainement installés sur le site. Nous avons également utilisé UTCHEM pour le problème multiphasique qui permettra de mieux connaitre la zone source. Notre but était de l’exploiter au maximum pour déjà apporter certains éléments de réponse vis-à-vis de la pollution à Néry-Saintines, mais également d’apporter une petite contribution dans la compréhension de ses capacités et de ses limites. Il se dégage donc deux orientations de notre modélisation : d’abord un aspect multiphasique dans la zone non saturée et dans la zone saturée, qui établit l’existence de la zone source. Pour cette modélisation, nous allons utiliser le modèle UTCHEM dont les

1 Nex, 2004 considère qu’un modèle pouvant simuler correctement le devenir des solvants chlorés permet la prise en compte des réactions d’oxydoréduction, la cinétique de Monod, la séquentialité des réactions, plusieurs accepteurs d’électrons inorganiques et cométabolisme.

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principales spécificités utilisées sont expliqués dans les paragraphes suivants. Le deuxième aspect de modélisation concerne le devenir du panache de polluant en aval de la zone source. Pour ce deuxième aspect, nous allons utiliser l’interface PMWIN Pro (Processing Modflow Pro for Windows) (Chiang et Kinzelbach, 2001) avec lequel on peut utiliser les modules Modflow 2000 (Harbaugh et al., 2000) pour l’écoulement, MT3D99 (Zheng, 1999) et RT3D (Clement, 1997) pour le transport ainsi que la dégradation des polluants. Nous avons tout d’abord travaillé sur le panache de polluant en utilisant en premier PMWIN Pro. En effet, comme nous l’avons vu dans le premier chapitre, il existe une importante incertitude vis-à-vis de la nature et des quantités de produits qui ont été injectés dans la carrière. Par contre, le panache de polluant est bien développé et plusieurs campagnes de mesures de concentration de polluants ont pu être effectuées avant et pendant cette thèse. Ces raisons nous ont poussés à émettre l’hypothèse que le produit injecté était principalement du tétrachloroéthylène (PCE). Cette hypothèse est forte mais nous allons voir plus tard qu’elle nous a permis d’obtenir quelques éléments de compréhension des phénomènes mis en jeu à Néry-Saintines. Les investigations dans la carrière (mesures géophysiques, sondages à la pelle mécanique,… cf. chapitre I) nous ont permis de connaitre l’emplacement de nos trois points d’injection de polluant pour les deux modèles. Ces emplacements ont été confirmés par nos délimitations du panache avec les méthodes géophysiques (cf. chapitre II). Une fois l’emplacement de ces trois points d’injection validés, nous avons étudié la formation de la zone source, l’influence de l’écoulement et de la topographie du substratum avec UTCHEM. Processing Modflow Pro est un logiciel de calcul tridimensionnel aux différences finies. Cet outil comprend un module principal d’écoulement appelé « Groundwater Flow Process » (GWF) qui utilise trois processus qui sont l’observation des processus (OBS), qui calcule les valeurs simulées qu’il s’agira de comparer avec les données ; le processus de sensibilité (SEN), qui résout l’équation de sensibilité liée aux observations et enfin le processus d’estimation des paramètres qui résout l’équation modifiée de Gauss-Newton pour minimiser la fonction objectif et trouver le jeux de paramètres optimal. Les modules qu’on peut utiliser dans PMWinPro sont : - PMPATH : modèle de transport advectif pour calculer et visualiser les lignes de courant ; il permet également d’utiliser - MODPATH : qui est un code de suivi d’un particule écrit en fortran. - MT3D : un module de transport qui utilise une approche Eulérienne-Lagrangienne pour la résolution de l’équation de la dispersion en trois dimensions. L’hypothèse est que les changements de champ de concentrations n’affectent pas le champ

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d’écoulement. Celui-ci peut donc être calé indépendamment. Après que la simulation d’écoulement ait-été complète, MT3D simule le transport de soluté en utilisant les charges hydrauliques calculées et les différentes données d’écoulement sauvegardées par Modflow. On peut simuler avec ce module les changements de concentration d’une seule espèce miscible. Les réactions chimiques de MT3D sont : une sorption linéaire à l’équilibre et une sorption non linéaire, une décroissance irréversible du 1er ordre ou une dégradation. MT3D est rendu obsolète par l’existence de ses successeurs : MT3DMS, MT3D99. - MOC3D est un modèle de transport qui calcule les changements de concentration d’un élément chimique dissous. Il utilise la méthode des caractéristiques. Cette implémentation de la MOC utilise un suivi de particules (particule tracking). - MT3DMS est une version améliorée de MT3D. MS signifie Multi-species. Ce module inclut les trois classes majeures de techniques de résolution du transport qui sont les différences finies, le suivi de particule basé sur la méthode Eulérienne- Lagrangienne et la méthode de volume fini d’ordre supérieur (Higher order finite- volume TVD method). En plus de la formulation explicite de MT3D, MT3DMS inclut un solveur par itération implicite basé sur la méthode des gradients conjugués. Si ce solveur est utilisé pour la dispersion, les sources/puits, les termes réactionels sont résolus implicitement. - MT3D99 est une version améliorée de MT3DMS. Ce module permet de faire une simulation des réactions aérobie et/ou anaérobie entre les contaminants en hydrocarbure et n’importe quel accepteur d’électron défini par l’utilisateur. Par contre, le nombre d’accepteur d’électron mis-en jeu est limité par rapport à d’autres logiciels (Pope et al., 1999; Nex et al., 2006). Il permet également les réactions père-fils pour les contaminants inorganiques mais aussi organiques. - RT3D est un code pour simuler en trois dimensions un écoulement et un transport multi-espèces dans l’aquifère. Similaire à MT3D99, le code est basé sur MT3DMS. MT3D99 et RT3D peuvent prendre en compte n’importe quelles réactions de sorption multiple et de réaction en phase acqueuse. L’utilisateur tout en ayant la capacité de spécifier les cinétiques peut simuler des multitudes de scénarios. - PEST et UCODE ont pour but d’aider dans l’interprétation des données et de l’estimation des paramètres. Si des données expérimentales sont disponibles, les deux modules peuvent ajuster les paramètres du modèle

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- Water budget calculator ou zoneBudget peut calculer le bilan hydrogéologique d’une sous-région que l’utilisateur définit. UTCHEM quant à lui est un code qui a été développé d’abord par Pope et Nelson (1978). Il a alors été utilisé pour l’amélioration du rendement pour la production d’hydrocarbure (Enhaced Oil Recovery). A ce stade, UTCHEM travaillait en 1D et permettait de faire des modélisations multiphasiques. Notamment, il était possible de modéliser les propriétés des différentes phases, les tensions superficielles en fonction de l’électrolyte et des concentrations en tensio-actifs (surfactants), les viscosités des polymères, leurs adsorptions, leurs transport et leurs dispersions et mêmes les échanges cationiques. UTCHEM a cependant été modifié pour modéliser en 3D l’utilisation de produits tensio-actifs pour rémédiation des aquifères pollués par les hydrocarbures denses non miscibles. D’autres développements ont également eu lieu notamment en ce qui concerne les schémas numériques utilisés, on peut citer l’intégration du schéma ITVD (Improved Total Variation Diminishing) (Liu et al., 1994). Un module de biodégradation de plusieurs composés organiques utilisant plusieurs espèces microbiologiques et plusieurs accepteurs d’électrons utilisés d’une manière séquentielle a été rajouté par Delshad et al. (1996). L’outil a enfin fait l’objet de tests et de validations par des chercheurs du « Center for Petroleum and Geosystems Engineering » de l’Université du Texas Austin ainsi que du « Duke Engineering and Services, Inc. » et a fait l’objet d’un rapport de l’US EPA (US Environmental Protection Agency) (Pope et al., 1999). Actuellement, la version UTCHEM 9.82 du logiciel possède une interface utilisateur puissante et peut être téléchargée gratuitement avec les modules de sorties utiles pour tracer les graphes. Le code source de la version 9.3 que nous avons utilisé pour cette thèse est également disponible.

III.A.2. Expressions mathématiques utilisés dans PMWIN Pro et UTCHEM

PMWIN Pro et UTCHEM sont tous les deux des logiciels de calcul tridimensionnel utilisant la méthode des différences finies. On les utilise pour modéliser l’écoulement d’eau, le transport de substance, notamment les polluants. Il existe aussi différents schémas réactionnels incorporés dans ces modèles. La principale différence est que PMWIN Pro considère que les polluants se trouvent tous dans la phase aqueuse (cas monophasique) tandis que UTCHEM considère plusieurs phases dont la phase aqueuse, la phase huile (ou hydrocarbure), la phase gazeuse et la phase émulsion eau-huile dans le cas ou ils existent les microémulsions (mélange d’eau et d’hydrocarbure dissous) que le modèle considère comme

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une phase à part entière (cas multiphasique). Comme nous n’allons pas utiliser des produits tensio-actifs (surfactant) dans nos modélisations avec UTCHEM, nous n’aurons pas l’occasion de rencontrer cette quatrième phase du modèle. Dans ce qui suit, nous allons tout d’abord donner les formulations mathématiques des mécanismes qui sont traités de la même manière à la fois dans PMWIN Pro et dans UTCHEM, ensuite nous allons voir les spécificités de UTCHEM.

III.A.2.a. Transport en milieu saturé, transformation et retard, biodégradation des solvants chlorés

Les éléments que nous allons décrire ici sont communs à PMWIN Pro et à UTCHEM.

Si un soluté conservatif (c’est-à-dire qui n’interagit pas avec le milieu poreux, ne subit pas de biodégradation ni de décroissance radioactive) est transporté par advection et par dispersion hydrodynamique, l’équation du transport de masse s’établit aisément par application du principe de conservation de la matière sur un élément de volume représentatif. En trois dimensions, cette équation s’écrit :

⎡⎤∂∂⎛⎞CCC ∂∂⎛⎞ ∂∂ ⎛⎞ ⎡ ∂ ∂ ∂⎤ ∂C (Eq. III. 1) ⎢⎥⎜⎟DDDxyz++⎜⎟ ⎜⎟ −++⎢⎥() vCvCvC xyz() ()= ⎣⎦∂∂∂∂∂∂x ⎝⎠xy⎝⎠ yz ⎝⎠ z ⎣ ∂ x ∂ y ∂ z ⎦∂t Où C est la concentration

Dx, Dy et Dz sont les coefficients de dispersion hydrodynamique dans les trois directions principales vx, vy et vz les trois composantes du vecteur vitesse de pore Les éléments dissous dans l’aquifère sont sujets à différents phénomènes qui les éliminent de l’écoulement souterrain. Ces phénomènes sont la sorption sur les grains minéraux de l’aquifère, la sorption sur les carbones organiques solides, les précipitations, les réactions abiotiques mais aussi les biodégradations, les réactions d’oxydoréduction et la décroissance radioactive si l’élément est radioactif. En considérant ces phénomènes, l’équation de dispersion (Eq. III. 1) peut se réécrire en 1D de la manière suivante :

∂∂∂∂∂CCCCC2*B ⎛⎞ (Eq. III. 2) d =−−+DvLx2 ⎜⎟ ∂∂∂txxttθ ∂∂ 14243 ⎝⎠réactions adsorption

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-3 avec BdB la masse de l’unité de volume du milieu poreux [ML ] θ la porosité de l’aquifère (zone saturée) ou la teneur en eau volumique [ ] C* la concentration adsorbée par unité de masse de solide de l’aquifère [MM-1] On parle de partitionnement quand un soluté initialement en solution se trouve distribué entre la solution et la phase solide de l’aquifère. Quand la sorption se fait suffisamment rapidement par rapport à l’écoulement souterrain et que le soluté peut se mettre en équilibre avec la phase sorbée, on parle d’isotherme de sorption à l’équilibre (« equilibrium sorption isotherm »). Ces isothermes comprennent l’isotherme linéaire, l’isotherme de Freundlich et l’isotherme de Langmuir (Tableau III. 1). Si au contraire la sorption se fait à une vitesse moindre par rapport à celle de l’écoulement souterrain et que le soluté n’a pas le temps de se mettre en équilibre avec la phase sorbée, pour décrire le phénomène on doit plutôt parler de cinétique de sorption (Tableau III. 1). Tableau III. 1 : les différents modèles de sorption Nom Expression Isotherme de sorption * (Eq. III. 3) CKC= d × linéaire 3 -1 avec Kd le coefficient de distribution [L M ] Le facteur de retard est de la forme

⎛⎞Bd (Eq. III. 4) R =+⎜⎟1 Kd ⎝⎠θ

Isotherme de (Eq. III. 5) CKC* =×N Freundlich où K et N sont des constantes Le facteur de retard est de la forme ⎛⎞BKNCN −1 (Eq. III. 6) R =+⎜⎟1 d ⎝⎠θ Isotherme de αβC (Eq. III. 7) C* = Langmuir 1+αC avec α une constante d’adsorption liée à l’énergie de liaison [M3/10-3M] et β la quantité maximale de soluté qui peut être adsorbée par le solide [10-3M/M]. Cinétique de sorption ∂C* (Eq. III. 8) = kC irréversible du 1er ∂t 1 ordre avec k1 une constante de décroissance du premier ordre

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Cinétique de sorption ∂C* (Eq. III. 9) =−kC kC* linéaire réversible ∂t 23

avec k2 : constante représentant le premier taux (sorption)

k3 : constante représentant le deuxième taux (désorption) Cinétique de sorption ∂C* (Eq. III. 10) =−kCN kC* non linéaire et ∂t 45 réversible K4, k5 et N sont des constantes Modèle d’adsorption * ∂C ** (Eq. III. 11) =−−kC67()β C kC bilinéaire ∂t avec β la quantité maximale de soluté qui peut être sorbée [ML-3]

k6 : constante représentant le premier taux (sorption)

k7 : constante représentant le deuxième taux (désorption)

Modèle de sorption à (Eq. III. 12)

2* * taux limité par la ∂∂∂∂∂CCCCCm m m m im ∂Cim θθmmmm=−−−−−DvfB2 θm diθm(1 fBd ) diffusion entre la ∂∂∂∂∂tzztt ∂t phase mobile et avec * immobile ∂∂CCim im (Eq. III. 13) (1−=−−fB ) τθ() C C d ∂ttm im im ∂

avec m et im représentant respectivement la phase mobile et immobile -1 vm la vitesse de la phase mobile [M.T ] f la fraction de la surface solide en contact avec la phase mobile [ ] 2 -1 Dm le coefficient de diffusion apparent pour la phase mobile [L T ] τ le coefficient de transfert de masse du premier-ordre

Il faut considérer à part la sorption des composés organiques. En effet, ceux-ci sont dissous dans l’eau et peuvent être adsorbés sur les surfaces solides par ce qu’on appelle « l’effet hydrophobe ». Quand ils sont dissous dans l’eau, les molécules tendent à être attirées vers des surfaces moins polaires que l’eau. Une partie des matières organiques peut être adsorbée sur les surfaces minérales, toutefois, les surfaces les plus adsorbantes sont les surfaces de la fraction organique solide dans le sol ou l’aquifère. Le partitionnement d’un soluté (sur les surfaces minérales ou sur le carbone organique du sol) se fait exclusivement sur la fraction en carbone organique foc du sol (ou de l’aquifère) si celle-ci constitue au moins 1 % de la masse

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de l’aquifère. On définit alors dans ces cas le coefficient de partitionnement Koc correspondant à la fraction organique :

Kd (Eq. III. 14) Koc = foc

Un autre coefficient appelé Kom est basé sur la matière organique du sol (ou de l’aquifère). Puisque la masse de matière organique est supérieure à la masse de carbone organique seule,

Koc sera plus grand que Kom. Les deux entités peuvent être reliées par des formules empiriques (e.g.Olsen et Davis, 1990 cité par Fetter, 1992) :

(Eq. III. 15) KKoc =1, 724 om

Si la fraction en carbone organique est inférieure à 1 % en masse du sol (ou de l’aquifère), alors il n’est pas évident que les composants organiques soient partitionnés principalement sur ce carbone organique. Il existe un seuil critique de carbone organique, pour lequel la sorption sur la matière organique est égale à celle sur la matière minérale. Au dessous de ce seuil

* critique de la fraction en carbone organique, noté foc , les molécules organiques seront principalement partitionnés sur la partie minérale de l’aquifère.

* Le seuil foc dépend de deux paramètres : la surface spécifique du matériel solide de l’aquifère

Sa, liée à la quantité d’argile, et la propriété des composants organiques purs appelé coefficient de partition octanol-eau (Kow).

Nous allons voir dans ce qui suit qu’en ce qui concerne la biodégradation, l’expression mathématique générale de base (Molz et al., 1986) est la même pour MT3D99, RT3D et UTCHEM mais il existe certaines limitations pour les modules de PMWIN Pro.

Les éléments organiques dissous peuvent servir de substrat pour les bactéries libres dans la phase aqueuse (non attachées à la matrice solide) mais également pour la biomasse attachée à la surface solide, c'est-à-dire que les éléments organiques produisent l’énergie nécessaire à leur développement (le développement des micro-organismes se manifeste par la formation d’un biofilm sur les surfaces solides de l’aquifère). La biodégradation des substrats se formule par les six équations suivantes :

dSβ M X μmax X ⎛⎞SA⎛⎞ (Eq. III. 16) =−()SS − − ⎜⎟⎜⎟−kabio S dt mcSYKSKA⎝⎠++⎝⎠A

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dSβ M μρmax X ⎛⎞SA⎛⎞ (Eq. III. 17) =−()SS − − ⎜⎟⎜⎟−kabio S dt mc Y ⎝⎠KSKASA++⎝⎠

dAβ M X μ XE ⎛⎞SA⎛⎞ (Eq. III. 18) =−()AA − − max ⎜⎟⎜⎟ dt mcSYKSKA⎝⎠++⎝⎠A

dAβ M μρE ⎛⎞SA⎛⎞ (Eq. III. 19) =−()AA − − max X ⎜⎟⎜⎟ dt mc Y ⎝⎠KSKASA++⎝⎠

dX ⎛⎞SA⎛⎞ (Eq. III. 20) =−μmax X ⎜⎟⎜⎟bX dt⎝⎠ KSA++ S⎝⎠ K A

dX ⎛⎞SA⎛⎞ (Eq. III. 21) =−μmax X ⎜⎟⎜⎟bX dt ⎝⎠KSKASA++⎝⎠ avec S : concentration en substrat dans la phase aqueuse [ML-3] S : concentration du substrat attaché à la biomasse [ML-3] A : concentration en accepteur d’électron dans la phase aqueuse [ML-3] A : concentration en accepteur d’électron attaché à la biomasse [ML-3] X : concentration en biomasse dans la phase aqueuse [ML-3] X : concentration en biomasse attachée (masse de cellule bactérienne attachée par volume de phase aqueuse) [ML-3] β : surface totale pour une microcolonie [L2] M : coefficient de transfert de masse [LT-1] -1 μmax : taux d’accroissement maximal spécifique [T ]

mc : masse de cellules bactériennes à l’intérieur d’une microcolonie mcX= ρ Vc [M] E : masse d’accepteur d’électron consommé par unité de masse de substrat biodégradé -3 ρ X : masse de cellules bactériennes par unité de volume de biomasse [ML ]

3 Vc : volume d’une microcolonie [L ] Y : rapport des masses (masse de cellules produites par masse de substrat biodégradée) -3 KS : coefficient de demi-saturation du substrat [ML ] -3 KA : coefficient de demi-saturation de l’accepteur d’électron [ML ] -1 Kabio : dégradation du premier ordre pour les réactions abiotiques [T ] b : coefficient de décroissance endogène (pour les bactéries) [T-1] t : le temps [T]

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Le nombre de substrats, d’accepteurs d’électron et de bactéries qu’on peut utiliser dans UTCHEM est illimité, ce qui n’est pas le cas avec MT3D99 ou RT3Dv2.5 où on ne peut utiliser par exemple qu’un seul substrat et un seul accepteur d’électron (option Monod double modèle dans RT3D). Par contre les trois logiciels peuvent modéliser la biodégradation par des bactéries en phase aqueuse ou attachées à la matrice solide. Dans le cas ou d’autres nutriments limitent la croissance bactérienne, l’équation (Eq. III. 16) de UTCHEM est formulée de la manière suivante :

dSβ M X μmax X ⎛⎞SAN⎛⎞ ⎛ ⎞ (Eq. III. 22) =−()SS − − ⎜⎟⎜⎟ ⎜ ⎟−kabio S dt mcSYKSKAKN⎝⎠++⎝⎠A ⎝N + ⎠ avec N la concentration en nutriments limitant [ML-3] -3 KN : coefficient de demi-saturation du nutriment limitant [ML ]

Toujours à propos de la biodégradation, ce qui suit n’est pas considéré ni avec MT3D99 ni avec RT3D mais est pris en compte uniquement dans UTCHEM.

Pour limiter la croissance bactérienne, les équations (Eq. III. 20) et (Eq. III. 21) sont modifiées dans UTCHEM selon l’expression générale suivante : dX ⎛⎞SA⎛⎞⎛⎞0.9(1− X ) (Eq. III. 23) =−μmax X ⎜⎟⎜⎟⎜⎟bX dt⎝⎠ KSA++ S⎝⎠⎝⎠ K A ρ X Cette limitation considère donc un développement bactérien jusqu’à 90 % du volume de la phase aqueuse. Dans MT3D99 et RT3D, si les biodégradations sont biotiques, la croissance bactérienne n’est pas limitée. Mais l’utilisateur peut également spécifier la concentration minimale en biomasse. S’il y a compétition entre substrats, le coefficient de demi-saturation de chaque substrat en compétition est écrit de manière à ce qu’il soit une fonction de la concentration et de la constante de demi-saturation des autres substrats en compétition. Par exemple, si deux substrats sont en compétition pour le même enzyme, nous avons pour chaque substrat : Substrat 1 : S 1 ⎛⎞S KS1++2 S ,1 ⎜⎟1 ⎝⎠KS ,2 Substrat 2 :

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S 2 ⎛⎞S KS1++1 S ,2 ⎜⎟2 ⎝⎠KS ,1

Les S sont les concentrations en substrats, les KS les coefficients de demi-saturation respectifs. L’effet d’inhibition est considéré en multipliant le taux de dégradation de chaque substrat par le facteur (Widdowson et al., 1988) : ⎛⎞I ⎜⎟ où I est une constante d’inhibition déterminée expérimentalement. Ce facteur ⎝⎠IC+ ihb d’inhibition approche 0 quand la concentration en substrat inhibant Cihb croît. L’introduction de ce facteur permet de simuler l’utilisation séquentielle d’accepteurs d’électron, fonctionnalité parmi les plus importantes pour la modélisation de la biodégradation des solvants chlorés (Nex et al., 2006). Jusqu’ici, nous avons considéré le fait que le solvant chloré est utilisé directement par la population bactérienne comme source d’énergie, soit comme accepteur d’électrons soit comme donneur d’électrons : on parle de métabolisme. Il arrive parfois que les solvants chlorés soient dégradés d’une manière complètement fortuite et la population bactérienne n’en retire aucun bénéfice (Nex, 2004). Dans UTCHEM, le cométabolisme aérobie est simulé en utilisant le modèle de (Chang et Alvarez-Cohen, 1995) pour la biodégradation cométabolique du TCE. Dans le cas où il n’y pas de résistance au transfert de masse, pas d’inhibition ni de compétition entre substrat, le modèle s’écrit :

dCCC⎛⎞C ⎛⎞⎛⎞AR (Eq. III. 24) =−kXC ⎜⎟⎜⎟⎜⎟ dt⎝⎠ KCC+++ C⎝⎠⎝⎠ K A A K R R

dXμmax , S X⎛⎞ S⎛⎞⎛⎞⎛⎞ A R0.9(1− X ) kX⎛ C ⎞ ⎛⎞⎛⎞AR (Eq. III. 25) =−⎜⎟⎜⎟⎜⎟⎜⎟CC⎜ ⎟ ⎜⎟⎜⎟−bX dt Y⎝⎠ KSAR+++ S⎝⎠⎝⎠⎝⎠ K A K R ρ XTKCKAKR CCCAR⎝+ ⎠ ⎝⎠⎝⎠ ++

-3 -1 avec kC le taux de biodégradation cométabolique maximale spécifique [ML T ] -3 CC concentration de la phase aqueuse du cométabolite [ML ]

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R puissance de réduction (concentration en NAD(P)H2 à l’intérieur des cellules ou masse de NAD(P)H par masse de biomasse) -3 KR constante de demi-saturation de NAD(P)H [ML ] -3 KC constante de demi-saturation du cométabolite [ML ] -1 μmax,S taux de multiplication maximale spécifique sur le substrat de croissance [T ]

TC masse de cellules désactivée par la masse de cométabolite biodégradée (capacité de transformation) Il est à noter que si le transfert de masse n’est pas considéré, les équations (Eq. III. 17) et (Eq. III. 23) ne sont pas résolues. Par contre, si le transfert de masse est considéré, le taux de transport de composants de la phase aqueuse dans la biomasse est fonction de la concentration en biomasse (la surface de chaque microcolonie) ainsi que du coefficient de transfert de masse. Le coefficient de transfert de masse (entre phase aqueuse et biomasse) pour chaque composant i est calculé avec la corrélation proposée par (Wilson et Geankpolis, 1966 cité par C.P.G.E., 2000) :

−22− 33 -1 (Eq. III. 26) M ii=1, 09vSc1 Re [LT ] dSvφ ρ avec Re = p 11 1 le nombre de Reynolds [ ] μ1

μ1 Sci = le nombre de Schmidt du composant i [ ] ρ1Di -1 v1 la vitesse de la phase aqueuse [LT ]

dp diamètre moyen des particules de sol [L]

S1 la saturation de la phase aqueuse -2 μ1 la viscosité [ML T]

-3 ρ1 la densité de la phase aqueuse [ML ]

2 -1 Di le coefficient de diffusion moléculaire de l’espèce i [L T ] L’indice 1 représente la phase aqueuse Si la vitesse de l’écoulement augmente, le coefficient de transfert de masse augmente

1 également avec v3 . Cette corrélation de Wilson et Geankpolis est valable pour 0,0016

2 C’est un coenzyme d’oxydoréduction appelé Nicotinamide- Adénine-Dinucléotide-Phosphate

184

coefficient de transfert de masse (C.P.G.E., 2000). Si par contre la vitesse est nulle, le coefficient de transfert de masse ne peut être modélisé avec l’équation (Eq. III. 26), UTCHEM l’approxime par :

Di M i = d p Comme le transfert de masse entre la phase aqueuse et la biomasse peut être parfois négligeable, UTCHEM permet, avec l’aide du nombre de Damköhler (rapport entre le taux maximum de biodégradation et taux maximum de diffusion à l’intérieur de la biomasse) et le facteur d’efficacité (rapport entre la vitesse de réaction quand le transfert de masse est pris en compte et la vitesse de réaction quand celui-ci est négligé). Ces deux valeurs sont à déterminer expérimentalement pour chaque cas de simulation même si des expressions mathématiques existent dans la documentation de UTCHEM (C.P.G.E., 2000). Si la multiplication de la biomasse est significative, la porosité ainsi que la perméabilité du milieu poreux diminueront. La perméabilité dans la direction x est recalculée dans chaque maille et à chaque pas de temps en utilisant l’équation de Carmen-Kozeny (Wilkins et al., 1995) :

23 d pθ (Eq. III. 27) k = x 300(1−θ )2 avec kx et dp en cm Les perméabilités dans les deux autres directions sont ajustées en utilisant :

32 θ21(1−θ ) (Eq. III. 28) kk21= 32 θ12(1−θ ) avec k2 : perméabilité en y ou en z basée sur les nouvelles valeurs de porosités calculées

k1 : perméabilité en y ou en z basée sur les anciennes valeurs de porosités

θ1 et θ2 porosité courante et nouvellement calculée respectivement

III.A.2.b. Ecoulement et transport en milieu non saturé, Ecoulement multiphasique, Dissolution de la matière organique et transfert de masse en équilibre non local

Cette partie concerne uniquement UTCHEM, en effet, les modules de PMWIN Pro ne permettent ni de modéliser la zone non saturée complète ni l’écoulement multiphasique. L’équation de conservation de la masse pour le composant κ associé à la loi de Darcy est exprimée par :

185

n n ∂ ⎛ ⎛⎛ ncv ⎞ p ⎞ ⎞ r ⎛ p ~r ⎞ (Eq. III. 29) ⎜θ ⎜⎜1− * ⎟ + CCSC * ⎟ρ ⎟ ∇+ ⎜ ρ ⎜⎛ r − ⎟⎞⎟ = RDuC ⎜ ⎜⎜ κ ⎟ ∑∑ ll ⎟ κκκ ⎟ ⎜∑ ⎝ κκ κlll ⎠⎟ κ ∂t ⎝ ⎝⎝ κ =1 ⎠ l=1 ⎠ ⎠ ⎝ l=1 ⎠

pourκ =1,...., nc le nombre de composant

n ~ ~ ⎛ ncv ⎞ p ⎜ * ⎟ * Cκ est la concentration totale du composant définie par Cκ ⎜1−= κ ⎟ ∑∑ ll + CCSC κκ avec ⎝ κ =1 ⎠ l=1 ncv le nombre total de composant dans l’élément de volume et np est le nombre de phases.

* 3 3 Cκ est la concentration adsorbée du composant κ [L /L ]

Sl est la saturation en phase l [ ] 3 3 Cκl est la concentration du composant κ dans la phase l [L /L ]

-1 ul est la vitesse de Darcy de la phase l [LT ]

~r 2 -1 Dκl est le tenseur de dispersion du composant κ dans la phase l [L T ]. Comme le phénomène ~r r r est considéré comme fickien, ce tenseur a pour expression : κ θ .∇= CKSD κκ llll

-3 ρκ est la masse du composant κ par unité de volume de l’aquifère [ML ]

-3 -1 Rκ est le terme source pour le composant κ [ML T ].

Par ailleurs, l’équation de pression s’écrit, par exemple pour la phase aqueuse :

nn rrrppncv ∂P1 ur r ur ur r ur ur r ur θλCkPkhkPtr+∇.. Tc ∇11 =−∇∑∑. λ rlc ∇ +∇. λ rlc ∇cl +∑Qκ ∂t ll==11κ =1 où

ncv krl λρrlc = ∑ κκC l , la mobilité relative du fluide l corrigé par sa compressibilité et μl κ =1

ncp λrTc= ∑λ rlc est la mobilité relative totale toujours en considérant la correction de la l=1 compressibilité du fluide. r k est le tenseur de perméabilité intrinsèque [L2] 3 -2 Pl la pression de la phase l [10 MLT ] h la profondeur [L]

186

La compressibilité totale (Ct ) est la somme de la compressibilité de la matrice (Cr ) et des

n cv 0 0 ~ compressibilités des composants (Cκ ) : rt += ∑ CCCC κκ κ =1 A part le transfert de masse entre la population bactérienne et la phase aqueuse que nous avons vu dans la partie biodégradation ci-dessus, le transfert de masse entre la phase organique et la phase aqueuse est également important. Dans ce cas, les modèles mathématiques font souvent l’hypothèse d’un équilibre local, c'est-à-dire que la concentration en polluant dans l’eau juste en aval de la zone source est égale à la solubilité du polluant. Mais la concentration des contaminants dans l’eau de la nappe est souvent inférieure à sa solubilité (Mackay et al., 1985; Mercer et Cohen, 1990). UTCHEM a la possibilité de modéliser cette dissolution des solvants chlorés suivant un transfert de masse en non- équilibre. Le taux de dissolution d’un composant à l’interface entre deux phases est modélisé par :

Ieq (Eq. III. 30) Rκκκκlll=−M() C − C pour l=1( phase eau )

eq avec Cκl et Cκl sont respectivement les concentrations massiques du composant κ dans la phase aqueuse et à l’équilibre

Mκ le coefficient de transfert de masse pour le composant κ à travers la limite, ce coefficient peut être pris constant ou calculé à partir d’une corrélation empirique (Imhoff et al., 1995) pour tenir compte de sa variation avec la saturation et la vitesse de l’écoulement (M devient très faible quand la saturation diminue (Quintard et Whitaker, 1994 cité par Côme et al. 2006b)). Cette corrélation de Imhoff et al. (1995) relie le coefficient de transfert de masse M avec le nombre de Sherwood (Sh) définie par : Md 2 (Eq. III. 31) Sh = []929,03 50 Da où Da est le coefficien de diffusion du solvant chloré dans la phase aqueuse [à multiplier par 0,093, un coefficient de changement d’unité] [L2T-1] -2 d50 et le diamètre moyen des grains [à multiplier par10 un coefficient de changement d’unité][L] Le nombre de Sherwood est calculé de la façon suivante :

ββ12β3 (Eq. III. 32) Sh = βθ0 Re n Sc où β0 , β1 , β2 , β3 sont des données expérimentales d’entrée pour UTCHEM

187

S θ = 2 n θ ρ du Re= [] 0,0353 aa50 µaaθ S µ Sc = []0,93 a Daaρ

()1−θ 2 dk= []0,0001 300 [à multiplier par10-2] [L] 50 x θ 3 avec ua la vitesse de Darcy [à multiplier par 0,3048 un coefficient de changement d’unité] [LT-1] -1 -1 µa la viscosité de la phase aqueuse [ML T ]

Sa la saturation de la phase aqueuse [ ]

ρa la masse volumique de la phase aqueuse [à multiplier par 1000 un coefficient de changement d’unité] [M.L-3] 2 kx la perméabilité horizontale en [L ] L’équation (Eq. III. 30) peut s’écrire en terme de concentration volumique en composant organique (κ =2) dans la phase aqueuse en négligeant l’adsorption : ∂()CS θ r ~r (Eq. III. 33) 211 .⎜⎛ r −∇= ⎟⎞ ( eq −+ CCMDuC ) ∂t ⎝ 21 2ll ⎠ 21212 UTCHEM possède deux modèles de tensions superficielles entre la phase huile et la phase microémulsion puis entre la phase eau et la phase microémulsion. Les tensions superficielles entre l’eau et la phase huile ainsi qu’entre la phase gazeuse et la phase aqueuse sont supposées constantes. Comme nous n’utilisons pas de produits tensio-actifs sur le site de Néry-Saintines, nous n’aurons pas à utiliser ces modèles de tension superficielles puisque les microémulsions ne seront pas présentes.

Pour calculer la pression capillaire, UTCHEM utilise le modèle de Parker et al. (1987) (qui est une généralisation du modèle de van Genuchten (1980)) puis le modèle de Brooks et Corey (1966). Le modèle de Brooks et Corey considère que la phase organique injectée dans la zone non saturée est en imbibition (la saturation totale en liquide augmente) tandis qu’en zone saturée, celle-ci est considérée en drainage primaire (la saturation en eau qui est la phase mouillante décroit).

188

En zone non saturée, la pression capillaire entre l’eau et l’air ou entre l’eau et l’huile est donnée par :

λi ⎛⎞P ⎜⎟b =−1S pour l =2 ou 4 (c'est-à-dire pour la phase huile et la phase gazeuse). ⎜⎟P n1 ⎝⎠c1l

σ1l θ La pression d’entrée est donnée par : PCbpci= σ12 k où P2=P1+Pc12 −1 Cpci et EPC = sont des paramètres demandés aux utilisateurs dont les noms donnés dans λi UTCHEM sont respectivement « Capillary pressure endpoint » et « capillary pressure exponent ». La pression capillaire entre l’eau et le gaz en l’absence de la phase huile est calculée par

θ σ14 −1/λi PCcpci14 =−()1 Sn1 k σ12

−1/λi σφ 24 ⎛⎞Sn4 En présence de la phase huile, elle est calculée par : PCcpci24 = ⎜⎟ et la kSσ12 ⎝⎠1− n1 pression capillaire entre le gaz et l’eau se calcule par P4=Pc24+P2 et Pc14=P4+P1. Les saturations normalisées sont définies par :

SSllr− (Eq. III. 34) Snl = 1−−−SSS124rrr En zone saturée, les modèles qui existent sont pour deux phases : microémulsion-eau ou microémulsion-huile. Nous n’aurons pas besoin de ces modèles. Par contre la généralisation par Parker et al. (1987) du modèle de van Genucthen (van Genuchten, 1980) est représenté par :

−m ⎡⎤n Shhl =+1*()α *>0 (Eq. III. 35) ⎣⎦

Shl =≤1*0

SS11− r avec Sl = la saturation effective, hP* = βll' Cll ' avec PCll’ la pression capillaire et βll ' 1− S1r 1 un coefficient. α et n sont des paramètres que l’utilisateur fournit. m =1− n

189

La perméabilité relative quant à elle est modélisée soit avec les fonctions de type Corey (Brooks et Corey, 1966; Delshad et Pope, 1989), soit avec (Parker et al., 1987). Dans la zone non saturée, il est admis que la position du polluant injecté est sur la courbe d’imbibition. Il est admis également que les perméabilités relatives à l’eau et à l’air sont fonctions uniquement de leurs saturations tandis que celle de l’huile est fonction de deux saturations :

o nl (Eq. III. 36) kkSrl= rl() nl pour l=1,2 ou 4

o krl est appelé maximum de la perméabilité relative (« relative permeability endpoint ») et nl est appelé exposant de la perméabilité relative (« relative permeability exponent ») la saturation normalisée est la même que (Eq. III. 34). En zone saturée, la position de l’injection de polluant est cette fois-ci dans la direction du drainage. Les perméabilités relatives s’écrivent :

o n1 kkSrrn111= ()

o n2 kkrr22=−()1 S n 1

Parker et al. (1987) ont modifié les expressions à deux phases des perméabilités relatives en fonction de la saturation de van Genuchten pour une formulation à trois phases (eau, huile et air) en utilisant les variables :

2 1/2 ⎡⎤⎛⎞1/m m kSr1 =−−11⎢⎥11⎜⎟ S ⎣⎦⎝⎠( )

2 1/2 ⎡⎤1/mmmm⎛⎞1/ kSSr 2 =−()t 11⎢⎥11 − S −−⎜⎟ S 1 ⎣⎦( ) ⎝⎠( )

1/2 1/m 2m kS=−411 S r 4 ()( )

III.A.3. Conclusion sur les fonctionnalités utilisables dans PMWIN Pro et dans UTCHEM La principale différence entre PMWIN Pro et UTCHEM est que la première considère que les polluants sont dissous dans la phase aqueuse, cet outil travaille donc en monophasique. UTCHEM quant à lui considère plusieurs phases distinctes qui sont l’eau, l’huile et le gaz pour notre cas (une quatrième phase est considérée quand on utilise les produits tensio-actifs) et également le transfert de masse entre ces phases. Les deux logiciels permettent de

190

modéliser l’écoulement souterrain, le transport par advection et par dispersion hydrodynamique. Plusieurs modèles d’adsorption existent dans les deux codes de calcul. Pour la dégradation des polluants, PMWIN Pro et UTCHEM permettent tous les deux d’utiliser la cinétique de Monod qui prend en compte des accepteurs d’électrons, du substrat mais également de la biomasse. Cette biomasse peut être modélisée par MT3D99, RT3D v2.5 et UTCHEM en tant qu’existant dans la phase aqueuse mais également attachées sur la matrice solide. Un des avantages d’UTCHEM par rapport aux modules de PMWIN Pro, c’est la possibilité de considérer un nombre illimité de substrats et d’accepteurs d’électrons. De plus, la croissance bactérienne dans UTCHEM peut être limitée et la biodégradation est séquentielle par l’existence d’une constante d’inhibition quand une compétition entre substrats et entre accepteurs d’électrons existe. UTCHEM permet également de modéliser la dégradation cométabolique du trichloroéthylène, la dissolution de la phase huile avec un coefficient de transfert de masse variant avec la saturation et la vitesse d’écoulement, le transfert de masse entre la biomasse (attachée ou non) et la phase aqueuse, les variations de porosité et de perméabilités relatives au cours du développement du biofilm. PMWIN Pro ne permet pas de modéliser la zone non saturée contrairement à UTCHEM qui utilise des modèles de pression capillaire et perméabilités relatives selons les travaux de Brooks et Corey (1966) mais également de Parker et al. (1987) qui est une généralisation du modèle de pressions capillaires de van Genuchten (1980).

III.B. Etudes de sensibilité

III.B.1. Démarche utilisée

De nombreuses méthodes numériques sont utilisées pour la résolution de l’équation de la dispersion. Quand les phénomènes à modéliser sont à dominante diffusive (c'est-à-dire que la diffusion est le principal phénomène physique), toutes les méthodes numériques donnent de bons résultats (Celia et al., 1990). Ce n’est pas le cas quand la convection est le phénomène prépondérant, des oscillations numériques et des dispersions numériques excessives peuvent altérer les résultats de modélisation (e.g. Celia et al., 1990; Liu et al., 1994; Ewing et Wang, 2001). En pratique, l’équation de la dispersion possède une partie diffusive qui est souvent faible par rapport à la partie advective (Ewing et Wang, 2001). Nous avons comparés toutes les possibilités que nous offrent PMWIN Pro et UTCHEM, utilisant tous deux la méthode des différences finies, avec une solution analytique 2D de

191

l’écoulement et du transport pour une injection ponctuelle en continue. Cette solution analytique que nous avons calculée se présente comme suit (de Marsily, 2002) :

⎛⎞Ut()−τ 2 CQ0 ⎛⎞ ⎜⎟⎜⎟x − 2 t 1 θ R y Cxyt(, ,)=−−θ exp⎜⎟⎝⎠ dτ ∫0 t −τ ⎜⎟()tt−−ττ () DDLT 44DD 4π 22 ⎜⎟LT θ R ⎝⎠θθRR avec : U U la vitesse de Darcy (u = est la vitesse de pore) [m/s] θ θ la porosité [ ] R le facteur de retard [ ]

DL and DT les coefficients de dispersions longitudinal et transversal respectifs t le temps [s] x et y les dimensions de l’espace [m] C(x,t) la concentrationa au temps t [me/ml]

C0 la concentration injectée [me/ml] Q le debit injecté par unité d’épaisseur de l’aquifère [m2/s] Nous supposons que la comparaison entre des solutions purement numériques et une solution analytique calculée numériquement est valable en négligeant les erreurs d’approximation sur le calcul de l’intégrale de la solution analytique par la méthode des trapèzes.

III.B.2. Influence du schéma numérique et de la dispersivité

Notre démarche a été telle que les maillages ainsi que tous les paramètres sont identiques dans les deux modèles (PMWIN Pro, UTCHEM) ainsi que dans la solution analytique. Comme il est connu que plus le maillage est fin plus le modèle numérique est précis (e.g. Côme et al., 2006b), pour les modèles numériques nous avons considéré une discrétisation du domaine de dimension 1040 m×840 m avec des mailles carrées de 10 m de côté et de 1 m d’épaisseur. Le milieu est homogène avec une perméabilité intrinsèque de 4000 mD (pour UTCHEM), soit un coefficient de perméabilité de K=2,95.10-5 m/s pour PMWIN Pro, à une température de 10°C avec ρ =999,1 kg/m3 la masse volumique de l’eau et η =1,31 mPas sa viscosité. On impose aux trois modèles, un gradient hydraulique de 2%. Après avoir établit un écoulement dans PMWIN Pro et dans UTCHEM (Figure III. 1 et Figure III. 2), nous avons placé les mêmes puits d’observations : F3, F5, F8, F10 et Pz3. Le scénario consiste en une injection en continu d’un élément conservatif : dans notre cas, il s’agit de

192

chlorure (de masse molaire 35,453 g/l et de valence 1 : ces paramètres sont nécessaires pour la conversion d’unité de concentration). Le débit d’injection est Q=0,03 m3/j et la concentration est C=1000 me/ml soit 3,5453.107 g/m3. Cette concentration est fictive, ce qui compte, c’est le débit massique injecté QC× avec le débit Q assez petit pour ne pas perturber l’écoulement (pour avoir un ordre de grandeur de ce débit, on peut utiliser la formule de Darcy pour une maille Q=K*i*hauteur de la maille*largeur de la maille). Les options comparées pour les modèles numériques sont les suivants : PMWIN PRO

Upstream Finite Difference Method : - Upstream Weighting - Central-in-space Weighting

Method of Characteristics : - 1st order Euler - 4th order Runge-Kutta - Hybrid 1st order Euler and 4th order Runge-Kutta

Modified Method of Characteristics : - 1st order Euler - 4th order Runge-Kutta - Hybrid 1st order Euler and 4th order Runge-Kutta

Hybrid MOC/MMOC (HMOC) : - 1st order Euler - 4th order Runge-Kutta - Hybrid 1st order Euler and 4th order Runge-Kutta

3rd order TVD scheme (ULTIMATE)

UTCHEM Single Point Upstream Method

Two Point Upstream Method

193

Improved Total Variation Diminishing 3rd order Method.

Les formulations mathématiques de ces différentes options numériques sont données en Annexe 1.

Nous avons réalisé trois groupes de comparaisons : d’abord pour des dispersivités longitudinale ALPHAL et transversale ALPHAT égales à 25 m ; puis pour ALPHAL=25 m et ALPHAT=2,5 m ; enfin pour ALPHAL=100 m et ALPHAT=10 m. Ces mêmes paramètres sont utilisés pour calculer la solution analytique.

194

Figure III. 1 : Piézométrie obtenue sur PMWIN Pro et emplacement des puits d’observations

195

Figure III. 2 : Piézométrie sur UTCHEM et emplacement des puits d’observations Avec ces modèles théoriques simples en 2D, nous avons les mêmes champs de vitesse pour les trois outils PMWIN Pro, UTCHEM et la solution analytique, avec un gradient hydraulique de 2%.

196

III.B.2.a. Dispersivités longitudinale et transversale égales à 25 m

Les figures Figure III. 3 a, b, c représentent toutes les options possibles de PMWIN Pro que nous avons comparées avec la solution analytique 2D, pour les trois puits d’observations F5, F10 et PZ3. Ces graphiques montrent que les résultats des modèles MOC et Hybrid MOC n’ont pu être superposés avec ceux des autres modèles ainsi qu’avec la solution analytique. Nous ne garderons pas ces deux groupes de modèles pour le reste des comparaisons.

F5

αL=αT=25 m 2

1.6

MOC Analytique 2D } PMWIN UFDM upstream 1.2 PMWIN UFDM central MOC 1st Euler and 4th Runge-Kutta MOC 1st Euler

eq/l MOC 4th Runge-Kutta MMOC 1st Euler and 4th Runge-Kutta 0.8 MMOC 1st Euler MMOC 4th Runge-Kutta hybrid 1st Euler and 4th Runge-Kutta hybrid 1st Euler Hybrid MOC hybrid 4th Runge-Kutta } 3rd TVD 0.4

0

0 1000 2000 3000 Jours (a)

197

F10

αL=αT=25 m 0.2

Analytique 2D PMWIN UFDM Upstream } MOC 0.16 PMWIN UFDM central MOC 1st Euler and 4th Runge-Kutta MOC 1st Euler MOC 4th Runge-Kutta 0.12 MMOC 1st Euler and 4th Runge-Kutta MMOC 1st Euler

eq/l MMOC 4th Runge-Kutta Hybrid MOC 1st Euler and 4th Runge-Kutta 0.08 Hybrid MOC 1st Euler Hybrid MOC 4th Runge-Kutta 3rd TVD

0.04 } Hybrid MOC

0

0 1000 2000 3000 Jours (b)

Pz3

αL=αT=25 m 1 Analytique 2D PMWIN UFDM upstream PMWIN UFDM central MOC 1st Euler and 4th Runge-Kutta 0.8 MOC 1st Euler MOC 4th Runge-Kutta } MOC MMOC 1st Euler and 4th Runge-Kutta MMOC 1st Euler MMOC 4th Runge-Kutta 0.6 Hybrid 1st Euler and 4th Runge-Kutta Hybrid 1st Euler Hybrid 4th Runge-Kutta eq/l 3rd TVD

0.4

0.2

} Hybrid MOC

0

0 1000 2000 3000 Jours (c) Figure III. 3 : Comparaisons de toutes les options offertes par PMWIN Pro avec la solution analytique 2D : au puits F5 (b) au puits F10 (c) au puits Pz3

198

Ensuite, nous avons comparé toutes les possibilités d’UTCHEM avec les options retenues de PMWIN Pro avec la solution analytique 2D. Malgré la présence d’oscillations numériques pour la méthode MMOC de PMWIN Pro, l’allure générale de la courbe est correcte. On observe que les courbes MMOC se supersposent plus à la première option de UTCHEM (1 point upstream), surtout pour les faibles concentrations (comme le cas de F3), ainsi que les deux modèles UFDM de PMWIN Pro. Les autres modèles de UTCHEM (2 point upstream et ITVD) se rapprochent quant à eux de la solution TVD 3rd order de PMWIN Pro ainsi que de la solution analytique (Figure III. 4 a., b., c., d.,e.).

F3

αL=αT=25 m 0.002

0.0016

0.0012 eq/l

0.0008 Analytique 2D PMWIN UFDM upstream UTCHEM ITVD 3rd MMOC hybrid MMOC 1st Euler 0.0004 MMOC 4th Runge-Kutta 3rd TVD PMWIN UFDM central UTCHEM 1 POINT UPSTREAM UTCHEM 2 POINTS UPSTREAM 0

0 1000 2000 3000 Jours (a)

199

F5

αL=αT=25 m 2

1.6

1.2

Analytique 2D eq/l PMWIN UFDM upstream UTCHEM ITVD 3rd 0.8 PMWIN UFDM central MMOC hybrid MMOC 1st Euler MMOC 4th Runge-Kutta 3rd TVD 0.4 UTCHEM 1 POINT UPSTREAM UTCHEM 2 POINTS UPSTREAM

0

0 1000 2000 3000 Jours (b)

F8

αL=αT=25 m 0.6

0.4

eq/l Analytique 2D PMWIN UFDM upstream UTCHEM ITVD 3rd PMWIN UFDM central 0.2 MMOC hybrid MMOC 1st Euler MMOC 4th Runge-Kutta 3rd TVD UTCHEM 1 POINT UPSTREAM UTCHEM 2 POINTS UPSTREAM

0

0 1000 2000 3000 Jours (c)

200

F10

αL=αT=25 m 0.08 Analytique 2D PMWIN UFDM Upstream UTCHEM ITVD 3rd PMWIN UFDM central MMOC hybrid MMOC 1st Euler 0.06 MMOC 4th Runge-Kutta 3rd TVD UTCHEM 1 POINT UPSTREAM UTCHEM 2 POINTS UPSTREAM

0.04 eq/l

0.02

0

0 1000 2000 3000 Jours (d)

Pz3

αL=αT=25 m 1

0.8

0.6 eq/l

0.4 Analytique 2D PMWIN UFDM upstream UTCHEM ITVD 3rd PMWIN UFDM central MMOC hybrid 0.2 MMOC 1st Euler MMOC 4th Runge-Kutta 3rd TVD UTCHEM 1 POINT UPSTREAM UTCHEM 2 POINTS UPSTR 0

0 1000 2000 3000 Jours (e) Figure III. 4 : Les modèles retenues de PMWIN Pro et toutes les options de UTCHEM ainsi que la solution analytique 2D de l’équation de la dispersion pour ALPHAL=ALPHAT=25 m (a) au puits F3 (b) au puits F5 (c) au puits F8 (d) au puits F10 (e) au puits Pz3

201

Compte tenu de la durée de calcul avec UTCHEM et du fait que les trois solutions proposées dans ce modèle produisent des résultats proches de la solution analytiques, nous n’avons gardé dans les comparaisons suivantes que la solution ITVD 3rd order qui semble être la meilleure et qui se rapproche le plus de la solution analytique.

III.B.2.b. Dispersivités longitudinale et transversales égales respectivement à 25 et 2,5 m

Dans le cas ou ALPHAL=25 m ALPHAT=2,5 m et en conservant le même maillage de 10 m par 10 m, on observe comme précédemment (ALPHAL=ALPHAT=25 m), pour les faibles concentrations deux regroupements des solutions données par les différentes techniques (Figure III. 5 a., b., c., d., e.). Un premier groupe, constitué de MMOC, de UFDM possédant plus de dispersion numérique par rapport à la solution analytique considérée comme la solution vraie. Puis un deuxième groupe, constitué de 3rd TVD ainsi que de ITVD et qui donnent une meilleure solution, se rapprochant mieux de la solution analytique 2D.

F3

αL=25 m et αT=2,5 m 8E-011

6E-011

4E-011 Analytique 2D eq/l PMWIN UFDM upstream UTCHEM ITVD 3rd MMOC hybrid MMOC 1st Euler MMOC 4th Runge-Kutta 2E-011 3rd TVD PMWIN UFDM central

0

0 1000 2000 3000 Jours (a)

202

F5

αL=25 m et αT=2,5 m 4

3

2 eq/l

Analytique 2D PMWIN UFDM upstream UTCHEM ITVD 3rd PMWIN UFDM central 1 MMOC hybrid MMOC 1st Euler MMOC 4th Runge-Kutta 3rd TVD

0

0 1000 2000 3000 Jours (b)

F8

αL=25 m et αT=2,5 m 0.012

0.008 eq/l

0.004 Analytique 2D PMWIN UFDM upstream UTCHEM ITVD 3rd PMWIN UFDM central MMOC hybrid MMOC 1st Euler MMOC 4th Runge-Kutta 3rd TVD 0

0 1000 2000 3000 Jours (c)

203

F10

αL=25 m et αT=2,5 m 1.6E-008

1.2E-008

8E-009 eq/l Analytique 2D PMWIN UFDM Upstream UTCHEM ITVD 3rd PMWIN UFDM central MMOC hybrid MMOC 1st Euler 4E-009 MMOC 4th Runge-Kutta 3rd TVD

0

0 1000 2000 3000 Jours (d)

Pz3

αL=25 m et αT=2,5 m 0.05

0.04

0.03 Analytique 2D PMWIN UFDM upstream UTCHEM ITVD 3rd

eq/l PMWIN UFDM central MMOC hybrid 0.02 MMOC 1st Euler MMOC 4th Runge-Kutta 3rd TVD

0.01

0

0 100020003000 Jours (e) Figure III. 5 : Les modèles retenus de PMWIN Pro et toutes les options de UTCHEM ainsi que la solution analytique 2D de l’équation de la dispersion pour ALPHAL=25 m et ALPHAT=2,5 m (a) au puits F3 (b) au puits F5 (c) au puits F8 (d) au puits F10 (e) au puits Pz3

204

III.B.2.c. Dispersivités longitudinale et transversale égales respectivement à 100 et 10 m

Nous avons finalement fait des comparaisons avec ALPHAL=100 m et ALPHAT=10 m et en conservant le même maillage de 10 m par 10 m comme précédemment. Nous constatons que les dispersions numériques qu’on observe pour les deux comparaisons précédentes, même pour les petites concentrations, disparaissent et qu’on arrive à bien superposer toutes les courbes comparées (Figure III. 6). Cependant les oscillations obtenues avec MMOC demeurent.

F3

αL=100 m et αT=10 m 0.002

0.0016

Analytique 2D 0.0012 PMWIN UFDM upstream UTCHEM ITVD 3rd MMOC hybrid

eq/l MMOC 1st Euler MMOC 4th Runge-Kutta 0.0008 3rd TVD PMWIN UFDM central

0.0004

0

0 1000 2000 3000 Jours (a)

205

F5

αL=100 m et αT=10 m 2.5

2

1.5 eq/l

1 Analytique 2D PMWIN UFDM upstream UTCHEM ITVD 3rd PMWIN UFDM central MMOC hybrid 0.5 MMOC 1st Euler MMOC 4th Runge-Kutta 3rd TVD

0

0 100020003000 Jours (b)

F8

αL=100 m et αT=10 m 0.5

0.4

0.3 eq/l

0.2 Analytique 2D PMWIN UFDM upstream UTCHEM ITVD 3rd PMWIN UFDM central MMOC hybrid 0.1 MMOC 1st Euler MMOC 4th Runge-Kutta 3rd TVD

0

0 1000 2000 3000 Jours (c)

206

F10

αL=100 m et αT=10 m 0.004

0.003 Analytique 2D PMWIN UFDM Upstream UTCHEM ITVD 3rd PMWIN UFDM central MMOC hybrid MMOC 1st Euler 0.002 MMOC 4th Runge-Kutta eq/l 3rd TVD

0.001

0

0 1000 2000 3000 Jours (d)

Pz3

αL=100 m et αT=10 m 0.5

0.4

0.3 eq/l

0.2

Analytique 2D PMWIN UFDM upstream UTCHEM ITVD 3rd 0.1 PMWIN UFDM central MMOC hybrid MMOC 1st Euler MMOC 4th Runge-Kutta 3rd TVD 0

0 1000 2000 3000 Jours (e) Figure III. 6 : Les modèles retenues de PMWIN Pro et toutes les options de UTCHEM ainsi que la solution analytique 2D de l’équation de la dispersion pour ALPHAL=100 m et ALPHAT=10 m (a) au puits F3 (b) au puits F5 (c) au puits F8 (d) au puits F10 (e) au puits Pz3

207

III.B.2.d. Conclusion sur le schéma numérique et les dispersivités

Il en ressort des comparaisons précédentes que : - pour les simulations sur PMWIN Pro, il faudrait utiliser le schéma 3rd order Total Variation Diminishing ou à défaut, le schéma UFDM central-in-space Weighting. - pour les simulations sur UTCHEM, il faudrait utiliser le schéma 3rd Improved Total Variation Diminishing - dans la limite du possible, pour un maillage de 10 m×10 m il serait plus judicieux d’utiliser une dispersivité longitudinale de 100 m et une dispersivité transversale de 10 m. Nous verrons plus tard que pour des raisons d’observations sur la forme du panache, nous avons considérés des dispersivités plus petites. Nous allons dans ce qui suit, utiliser ces options de schéma numérique choisies pour étudier l’influence de la taille du maillage, avec un nombre de Courant égal à 0,75 comme il est commode d’utiliser.

III.B.3. Influence de la taille du maillage

Sur les mêmes puits d’observation que nous avons utilisés dans la précédente étude de sensibilité, nous avons cherché à savoir l’influence de la taille du maillage en utilisant les méthodes numériques donnant les meilleurs résultats. Nous avons comparé les résultats avec des mailles carrées de 10 m et de 40 m de côté (Figure III. 7. a., b., c., d., e.). Il est mis en évidence d’après ces comparaisons qu’il est toujours préférable d’opter pour une discrétisation la plus fine du domaine, d’ailleurs avec de telles options les conditions de stabilité définies par le critère de Peclet (Pe≤2) et le critère de Courant (Cr<1) sont toujours vérifiées (cf. Annexe 1). Ce choix serait néanmoins conditionné par le temps de calcul. Si un choix était obligé, on notera que le maillage de 40 m×40 m avec la méthode numérique 3rd TVD est celui qui s’écarte le plus de la solution analytique. Viens ensuite la discrétisation de 40 m×40 m avec la méthode ITVD de UTCHEM puis la discrétisation de 10 m×10 m avec la méthode TVD de PMWIN Pro et enfin la discrétisation de 10 m×10 m avec la méthode ITVD de UTCHEM. La courbe de ce dernier se superpose exactement avec la solution analytique sur la Figure III. 7 (d).

208

F3

αL=100 m et αT=10 m 0.002

(a)

0.0016

Analytique 2D 0.0012 UTCHEM ITVD 3rd dx=dy=40 m MT3D99 3rd TVD dx=dy=40 m MT3D99 3rd TVD dx=dy=10 m eq/l UTCHEM ITVD 3rd dx=dy=10 m

0.0008

0.0004

0

0 1000 2000 3000 Jours F5

αL=100 m et αT=10 m 2.5

(b)

2

1.5 eq/l

1

Analytique 2D 0.5 UTCHEM ITVD 3rd dx=dy=40 m MT3D99 3rd TVD dx=dy=40 m MT3D99 3rd TVD dx=dy=10 m UTCHEM ITVD 3rd dx=dy=10 m

0

0 1000 2000 3000 Jours

209

F8

αL=100 m et αT=10 m 0.5

(c)

0.4

0.3 eq/l

0.2

Analytique 2D 0.1 UTCHEM ITVD 3rd dx=dy=40 m MT3D99 3rd TVD dx=dy=40 m MT3D99 3rd TVD dx=dy=10 m UTCHEM ITVD 3rd dx=dy=10 m

0

0 1000 2000 3000 Jours F10

αL=100 m et αT=10 m 0.005

(d)

0.004

Analytique 2D UTCHEM ITVD 3rd dx=dy=40 m 0.003 MT3D99 3rd TVD dx=dy=40 m MT3D99 3rd TVD dx=dy=10 m UTCHEM ITVD 3rd dx=dy=10 m eq/l

0.002

0.001

0

0 1000 2000 3000 Jours

210

Pz3

αL=100 m et αT=10 m 0.5

(e)

0.4 Analytique 2D UTCHEM ITVD 3rd dx=dy=40 m MT3D99 3rd TVD dx=dy=40 m MT3D99 3rd TVD dx=dy=10 m 0.3 UTCHEM ITVD 3rd dx=dy=10 m eq/l

0.2

0.1

0

0 1000 2000 3000 Jours Figure III. 7 : Influence de la taille du maillage aux puits (a) F3 (b) F5 (c) F8 (d) F10 (e) Pz3

III.B.4. Conclusion sur les solutions numériques et le maillage à utiliser

Pour vérifier la validité des solutions numériques proposées par PMWIN Pro et UTCHEM, nous avons utilisé une solution analytique 2D de l’équation de la dispersion. Après comparaisons des courbes de représentation de chaque option pour une injection continue d’un élément conservatif, nous avons constaté que : - Les options MOC et Hybrid MOC sont très sensibles pour le transport de solutés à convection dominantes et n’ont pas pu donner des résultats satisfaisant en comparaison avec la solution analytique et entre modèles. - Les modèles MMOC, bien que présentant des oscillations, représentent plus ou moins bien l’évolution de la concentration. - Les 3 modèles de UTCHEM présentent des résultats proches de la solution analytique, toutefois, l’approche ITVD 3rd order est plus précise que les deux autres.

211

- Pour deux groupes de simulations : (i) ALPHAL=ALPHAT=25 et (ii) ALPHAL=25 m et ALPHAT=2,5 m surtout pour les faibles concentrations, les modèles les plus précis sont TVD 3rd order de PMWIN Pro ainsi que l’option ITVD 3rd order de UTCHEM qui se superposent au mieux avec la solution analytique. Les autres modèles se regroupent avec une légère dispersion numérique. - Pour ALPHAL=100 m et ALPHAT=10 m, les dispersions numériques sont réduites pour toutes les options (sauf pour MOC et HMOC qui ont été écartés dès le début des comparaisons), malgré des oscillations persistantes pour MMOC. Les modèles les plus précis restent ceux d’UTCHEM ITVD 3rd order et de PMWIN Pro TVD 3rd order (e.g. Liu et al., 1994). - ITVD 3rd order d’UTCHEM donne des résultats encore plus précis que TVD 3rd order de PMWIN Pro (cf. Figure III. 5 c.). Il est toujours préférable d’opter pour une discrétisation la plus fine possible du domaine (pour avoir un nombre de Peclet Pe≤2 et un nombre de Courant Cr<1 qui sont les conditions de stabilité définies en Annexe 1). Néanmoins, la méthode numérique ITVD 3rd order de UTCHEM compense une partie de la dispersion numérique crée si on utilise des maillages carrées de 40 m×40 m. Nous verrons plus tard que pour des raisons de temps de calculs et de faisabilité de ceux-ci sur des systèmes d’exploitation Windows ou Linux, et notamment pour certains types de problèmes (étude de l’influence du pendage inverse du substratum ou d’une biodégradation des solvants chlorés dans un modèle incluant à la fois la zone non saturée et la zone saturée), nous avons été amenés à utiliser ces mailles de 40 m×40 m en x et en y. Dans ce qui suit, toutes les modélisations sur UTCHEM ont été effectuées avec la méthode ITVD 3rd order. Pour PMWIN Pro, nous avons utilisé 3rd TVD sauf pour le modèle de déchloration anaérobie et aérobie du PCE où la meilleure méthode disponible que nous avons utilisée est le « Upwind Finite Difference » avec un coefficient CFL de 0,75.

III.C. Modélisation de l’écoulement, du transport, de la biodégradation des solvants chlorés

Nous avons vu dans le premier chapitre que des conditions d’oxydoréduction très réductrices existent dans la vallée de l’Automne (superposition des zones anaérobies, à potentiel d’oxydoréduction très négatifs, à concentrations en fer dissous et en chlorures élevées). Ces informations justifient le fait que nous ayons considéré dans MT3D99 et dans RT3D que le

212

milieu est totalement anaérobie. Nous verrons dans UTCHEM la modélisation du panache organique non dissous.

III.C.1. Quantification de l’atténuation du panache de composés dissous sans considérer la zone source – utilisation de PMWIN Pro

III.C.1.a. Les paramètres d’écoulement et de biodégradation

Nous avons discrétisé le domaine d’étude en des mailles carrées de 10 m×10 m. Nous avons considéré deux couches : une première couche de sable du Cuisien et une deuxième couche considérée seulement dans la vallée alluviale et constituée des alluvions sableuses, des limons et des tourbes (Figure III. 8) superposée au Cuisien. Dans PMWIN Pro, les couches ne sont pas discrétisées verticalement mais sont seulement représentées par des mailles d’épaisseur variables. Comme cette couche n’existe qu’uniquement dans la vallée, nous avons utilisé l’outil de PMWIN Pro qui permet de désactiver certaines cellules (mailles) pour que les calculs en différences finies ne se fassent que sur les mailles représentant la réalité sur le terrain.

Limites à charges imposées

40 Sables du Cuisien

30

20

10 Alluvions sableuses limons et tourbes 0 m Dôme argileux sous la carrière Figure III. 8 : Coupe verticale représentant les deux couches du modèle numérique sur PMWIN Pro et les maillages carrées de 10 m×10 m.

213

Les informations géologiques dont nous avons pu faire l’inventaire dans le premier chapitre ont été introduites dans le modèle. Nous avons donc fait en sorte que le dôme argileux juste sous la carrière soit représenté (Figure III. 8). Nous nous sommes également servis d’une carte IGN pour la topographie de la couche superficielle. Nous avons introduit une perméabilité horizontale de 4.10-5 m/s (3,456 m/j) et une perméabilité verticale de 6.10-6 m/s (0,518 m/j) pour les sables du Cuisien. Pour la partie alluviale, nous avons fait la moyenne entre les perméabilités des trois terrains, ce qui a donné une perméabilité moyenne horizontale de 4.10-5 m/s et une perméabilité verticale moyenne de 2,4.10-7 m/s (0,2 m/j). Pour les conditions aux limites d’écoulement, nous avons imposé une charge hydraulique graduellement variable de 55,91 m à 52 m sur le côté amont du modèle (au sud de la carrière), dans le but d’obtenir une bonne représentation de la piézométrie. La rivière l’Automne constitue également en aval une limite à charge imposée, avec une charge variant de 44,46 m à 38,26 m. Comme nous avons pu relever sur le terrain, en deux endroits l’altitude exacte du lit de la rivière, nous avons pu calculer la pente moyenne que fait la surface libre de l’eau et c’est cette variation de charge hydraulique de la rivière que nous avons intégrée à la limite aval du modèle. Les limites Est et Ouest du modèle sont considérés à flux nul et pour les simplifications, nous avons considéré une infiltration nulle de la pluie. Dans un premier temps, nous avons considéré une porosité de 15 % pour tout le modèle. Nous verrons plus tard que pour des raisons de calage du temps d’arrivée des polluants, nous avons été amenés à modifier ce paramètre et prendre une valeur de 30 %. Comme les transports de polluants ont été calculés en régime transitoire, nous avons considéré une masse volumique homogène du sol pour tout le milieu, égale à 1700 kg/m3. Pour que le modèle puisse converger plus rapidement en régime permanent, nous avons donné comme valeur de la charge hydraulique initiale au modèle la topographie de la zone. La piézométrie obtenue avec le modèle en régime permanent a été comparée avec une piézométrie en période de moyennes eaux obtenue au 24 juillet 1996 (Figure III. 9).

214

215

Figure III. 9 : piézométrie obtenue sur PMWIN Pro (a) dans les alluvions sableuses, limons et tourbes (b) dans les sables du Cuisien – Les trois points d’injection de polluants sont représentés en carrés bleus au sud ouest de la carrière

Nous avons vu dans le premier chapitre que le flux de polluant qui transite dans la nappe des sables a été estimé à environ 10 tonnes par an, que les premiers indices de pollution ont été observés par les riverains 20 ans à peu près après les premiers déversements dans la carrière. Nous avons également vu que la pollution n’est pas observée dans la rivière l’Automne, en tout cas les concentrations sont inférieures aux seuils de détection pour chaque polluant notamment les solvants chlorés.

216

Pour la dispersion, dans un premier temps, nous avons considéré une dispersivité longitudinale de 100 m et des dispersivités transversale et verticale de 10 m. Nous verrons plus tard que pour des raisons de forme du panache, nous avons été amenés à réduire ces valeurs à 10 m et 5 m. Comme coefficient de diffusion moléculaire, nous avons pris 10-4 m2/j soit de l’ordre de 10-9 m2/s. L’injection de polluant a été modélisée de la manière suivante : on impose le flux de polluant Q×C à 10 tonnes par an tout en prenant un débit Q petit pour éviter de perturber l’écoulement. L’inventaire des travaux et études effectués sur la carrière, dans le premier chapitre de cette thèse, nous a informé que la zone sud ouest de la carrière aurait constitué la zone de déversement des polluants. Cette information nous a conduits à considérer trois puits d’injection de polluant (en bleue sur la Figure III. 9 (b)), placés uniquement sur la deuxième couche du modèle sur PMWIN Pro, c'est-à-dire la couche de sable. Après les premières simulations, l’emplacement de ces points d’injection s’est avéré très probable puisque le panache de polluant dans ce cas coïncide avec la position déterminée par nos prospections géophysiques (Figure III. 12). Nous avons considéré alors un débit d’injection pour chacun des puits de 0,01 m3/j et une concentration (fictive) en polluant de 913240 g/m3 pour chacun des puits. Compte tenu de l’incertitude liée à la nature du ou des produits injectés dans la carrière, nous avons émis l’hypothèse que le polluant injecté est constitué uniquement de tétrachloroéthylène (PCE). Le flux de PCE injecté est alors 27400 g/j, qui correspond bien au 10 tonnes/an. Nous verrons plus tard que pour des raisons de calage, ce flux sera amené d’abord à 6,8 tonnes/an de PCE injecté et finalement à 13,6 tonnes/an qui restent dans l’ordre de grandeur du flux de polluant estimé par les précédents travaux sur le site . Pour - l’adsorption du PCE, nous avons d’abord considéré un coefficient d’adsorption Kd de 10 4 m3/kg (valeur tirée du manuel d’utilisation de PMWIN Pro), cette valeur sera légèrement changée à 3.10-4 m3/kg, valeur issue de la littérature (Quiot et al., 2006), pour le calage final du modèle (différentes valeurs de Kd ont été prises pour chaque produit de dégradation du PCE).

217

Tableau III. 2 : Récapitulatif des paramètres initiaux pour le modèle sur PMWIN Pro

Paramètre de PMWIN Pro Abréviations Valeurs

Perméabilité horizontale des sables du Cuisien KH sables 3,456 m/j

Perméabilité verticale des sables du Cuisien KV sables 0,518 m/j

Perméabilité horizontale moyenne dans la vallée KH vallée 3,456 m/j

Perméabilité verticale moyenne dans la vallée KV vallée 0,02 m/j Porosité θ 15 % 3 Masse volumique du matériel aquifère Bd 1700 kg/m

Dispersivité longitudinale αL 100 m

Dispersivité transversale αT 10 m -4 2 Coefficient de diffusion moléculaire Dm 10 m /j Maillage - 10 m×10 m Méthode numérique pour l’advection - 3rd TVD Flux de polluant - 10 tonnes/an Nombre de puits d’injection de polluant - 3 3 Débit injecté pour chaque puits Q1, Q2, Q3 0,01 m /j 3 Concentration fictive imposée en continu pour chaque puits C1, C2, C3 913240 g/m Produit injecté PCE Tétrachloroéthylène -4 3 Coefficient de distribution, en premier approche, le même Kd 10 m /kg pour les quatre produits (PCE, TCE, DCE, CV) Rapport des masses molaires du TCE et du PCE - 0,792 Rapport des masses molaires du DCE et du TCE - 0,738 Rapport des masses molaires du CV et du DCE - 0,644

III.C.1.b. Transport et dégradation des solvants chlorés, bilan de masse

III.C.1.b.1. Résumé de la démarche adoptée Nous allons résumer notre démarche qui est la suivante : nous avons tout d’abord utilisé le modèle MT3D99 de PMWIN Pro, plus particulièrement, l’option « First-order parent- daughter chain reactions » (Zheng, 1999). Cette option permet de modéliser la dégradation en chaîne du PCE suivant le schéma : PCE→→ TCE DCE → CV

218

avec PCE : tétrachloroéthylène, TCE : trichloroéthylène, DCE : dichloroéthylène, et CV : chlorure de vinyl. Dans la littérature (e.g. Nex, 2004; e.g. Atteia et Guillot, 2007), on dit que parmi les isomères du dichloroéthylène, la dégradation en chaîne ci-dessus produit principalement du cis-DCE. Il semble que ce ne soit pas le cas à Néry-Saintines, les valeurs de 1-1-DCE qui sont supérieures au deux autres trans-DCE et cis-DCE) (Figure III. 10). Il est possible qu’une partie du 1-1-DCE soit produit par dégradation abiotique du 1,1,1-TCA (trichloroéthane), toutefois comme nous n’avons pas considéré cette famille de polluant, nous allons comparer nos valeurs calculées de DCE avec les valeurs mesurées de 1-1-DCE.

219

Au piézomètre F5 Au piézomètre F8 30 120 1-1-DCE cis-DCE 25 trans-DCE 100 1-1-DCE cis-DCE trans-DCE 20 80

15 60 mg/l mg/l

10 40

5 20

0 0 Jan96 Jan98 Jan00 Jan02 Jan04 Jan06 Jan96 Jan98 Jan00 Jan02 Jan04 Jan06 date date

Au piézomètre Pz1L 18

16

14

12 1-1-DCE 10 cis-DCE mg/l trans-DCE 8

6

4

2

0 Jan96 Jan98 Jan00 Jan02 Jan04 Jan06 date Figure III. 10 : cis-DCE, 1-1-DCE et trans-DCE mesurées aux piézomètres F5, F8 et Pz1L

220

Pour l’adsorption, nous avons tout d’abord utilisé une cinétique du premier ordre, le but étant de comparer la différence entre MT3D99 et RT3D (qui ne possède qu’une isotherme de sorption linéaire comme option et que nous allons utiliser pour le calage final). Nous avons pu caler deux paramètres : d’abord la forme du panache, que nous avons comparé avec nos résultats géophysiques ; ensuite, le flux de polluant qui transite dans la nappe des sables du Cuisien. Nous avons en effet comparé les concentrations des sous-produits calculés par le modèle avec celles mesurées aux puits d’observations F8 (juste en bordure nord-ouest de la carrière, à 100 m de celle-ci), F5 (directement en aval de la carrière, à 270 m) et Pz1L (dans la vallée alluviale, à 385 m de la carrière). Après comparaison, il s’est avéré que la concentration injectée au premier puits C1 (Figure III. 12) était trente fois trop élevé. Nous l’avons ramenée à la valeur 30440 g/m3. Le flux de PCE transité dans la nappe de sable du Cuisien serait alors de 6,8 tonnes par an. Comme nous avons pris des valeurs de dispersivité longitudinale et transversale respectivement 100 m et de 10 m, le panache se développe également en amont des trois puits d’injection (Figure III. 12). Cette observation nous a amené à considérer un nouveau couple de dispersivité αL = 10 m et αT =5 m. Ces deux valeurs nous donnent une représentation plus réaliste du panache au niveau des 3 puits d’injection (Figure III. 13). Après calage des dispersivités, des débits de polluants injectés et de la forme du panache, nous avons utilisé le modèle RT3D avec en particulier l’option « Aerobic/Anaerobic Model for PCE/TCE déchlorination » (Clement, 1997). Ce modèle permet de modéliser la dégradation du PCE par déchloration réductive suivant la chaine : s Cl- Cl- Cl- Cl-Autre éliminations PCE TCE DCE CV ETH Produits Anaérobie Anaérobie Anaérobie Anaérobie cométabo A A Aé A ér é é obie robi robie ro bi e e lism - - - e Produits + 3 Cl Produits + 2 Cl Produits + Cl Produits Figure III. 11 : déchloration réductive du PCE

Avec une modèle de sorption linéaire, nous avons recalé tous les paramètres de dégradation du premier ordre obtenu avec le modèle MT3D99. Nous avons donc pu avoir les mêmes résultats avec les deux modèles MT3D99 et RT3D. Toutefois, les concentrations en chlorures obtenues étaient de moitié inférieures à celles observées sur le terrain. Nous avons donc multiplié par deux le flux de polluant injecté pour avoir finalement un flux de 13,6 tonnes/an,

221

nous avons recalé pour une dernière fois les coefficients de dégradation du premier ordre pour chaque polluant.

III.C.1.b.2. Calage de la forme du panache, du lieu d’injection de polluant, des dispersivités avec MT3D99

Nous avons superposé sur une même carte, le panache de polluant que notre modèle sur MT3D99 fournit, avec nos mesures géophysiques (Figure III. 12). Nous constatons que pour les paramètres originaux définis dans le tableau III.2, la délimitation du panache coïncide globalement avec nos anomalies géophysiques sur les panneaux électriques, sur la carte de conductivité apparente de l’EM31 et sur le profil TDEM (cf. §II.C.). Par contre, pour cette simulation, le choix des valeurs de dispersivités longitudinales 100 m) et transversale (10 m) induit une dispersion longitudinale trop importante du polluant ce qui provoque la présence simulée de panache non négligeable en amont des puits d’injection (Figure III. 12).

222

Figure III. 12 : Concentrations en PCE [mg/l] après 1825 j de simulation - Calage avec les mesures géophysiques de la forme du panache, de l’emplacement des puits d’injection, pour des dispersivités longitudinales et transversales respectivement de 100 m et de 10 m Nous avons donc adopté de nouvelles valeurs de dispersivités longitudinales et transversales, soit respectivement 10 m et 5 m. Ces nouvelles valeurs nous ont permis de limiter la dispersion de la pollution en amont de la carrière (Figure III. 13) tout en gardant un calage satisfaisant avec les résultats géophysiques de la forme du panache.

223

Figure III. 13 : Concentrations en PCE calculées sur MT3D99 après 40 ans de dégradation [mg/l] - Moins de dispersion longitudinale et présence limitée du panache de polluant en amont des puits d’injection - des dispersivités longitudinale et transversale respectives de 10 m et 5 m.

III.C.1.b.3. Calage de la porosité avec le temps d’arrivée historique des polluants dans la vallée de l’Automne avec MT3D99

D’après l’historique de la contamination que nous avons présenté dans le premier chapitre, les premiers déversements ont eu lieu vers 1963. Les déversements intensifs quant à eux ont

224

commencé en 1967 et ont duré 5 ans. Quant à l’arrivée de la pollution dans la vallée de l’Automne, la date est environ vers 1983-1987, c'est-à-dire 20 ans après les premiers déversements. Nous avons simulé l’arrivée des polluants dans la vallée de l’Automne, avec nos puits d’observation (les mêmes que sur la Figure III. 1) avec les paramètres du Tableau III. 2. Les coefficients de dégradations du premier ordre de polluants étaient fictifs pour cet état préliminaire de calage. Il est sorti de ces simulations que les polluants arrivaient trop tôt dans la vallée de l’Automne, en effet, les polluants arrivaient moins de 5 ans après l’injection (Figure III. 14). Pour retarder l’arrivée du polluant, nous avons donc décidé multiplier la porosité du milieu par un facteur deux, soit 30 %. Nous avons choisis cette option et non diviser la perméabilité par deux parce que nous avons plus confiance dans les valeurs de perméabilités que dans celles de la porosité. Concentration en solvant chlorés observés en PZ1L 16

12

PCE TCE DCE 8 CV Concentration en mg/l en Concentration

4

0

0 1000 2000 3000 4000 Temps en jours Figure III. 14 : Arrivée des polluants dans la vallée de l’Automne quinze ans trop tôt pour θ=15 %

Une fois le temps d’arrivée des polluants dans la vallée de l’Automne calé, nous avons imposés des valeurs du coefficient de distribution différentes pour chaque polluant selon des valeurs de la littérature (Quiot et al., 2006). Ces valeurs seront gardées jusqu’à la fin du calage.

225

Tableau III. 3 : Compléments et changements de certains paramètres du Tableau III. 2 Paramètre de PMWIN Pro Abréviations Valeurs Porosité θ 30 % 3 Masse volumique du matériel aquifère Bd 1700 kg/m

Dispersivité longitudinale αL 10 m

Dispersivité transversale αT 5 m -7 3 Coefficient de distribution pour le PCE KdPCE 3.10 m /kg -7 3 Coefficient de distribution pour le TCE KdTCE 10 m /kg -8 3 Coefficient de distribution pour le cis-DCE Kdc-DCE 7.10 m /kg -8 3 Coefficient de distribution pour le CV KdCV 4.10 m /kg Avec ces nouveaux paramètres, nous avons quelques paramètres de calage arbitraire qui seront corrigés plus tard (Tableau III. 4). L’important pour nous pour l’instant, c’est de pouvoir caler le débit de polluant injecté en utilisant MT3D99. Tableau III. 4 : Autres paramètres de calage arbitraires Paramètres de calage arbitraires composant Valeurs Taux de transfert de masse entre la phase dissoute et la phase sorbée PCE, TCE, 0,1 [j-1] DCE, CV Coefficient de dégradation du premier ordre pour la phase dissoute PCE 0,00105 [j-1] Coefficient de dégradation du premier ordre pour la phase sorbée PCE 0,00105 [j-1] Coefficient de dégradation du premier ordre pour la phase dissoute TCE 0,0013 [j-1] Coefficient de dégradation du premier ordre pour la phase sorbée TCE 0,0013 [j-1] Coefficient de dégradation du premier ordre pour la phase dissoute DCE 0,0015 [j-1] Coefficient de dégradation du premier ordre pour la phase sorbée DCE 0,0015 [j-1] Coefficient de dégradation du premier ordre pour la phase dissoute CV 0,027 [j-1] Coefficient de dégradation du premier ordre pour la phase sorbée CV 0,027 [j-1] Les trois points d’observation que nous avons choisis pour le calage sont le piézomètre F8, directement en aval de la carrière, le piézomètre F5 dans l’axe de l’écoulement à mi-chemin entre la carrière et la zone alluviale, enfin PZ1L situé à côté de la RD98, dans la vallée de l’Automne (Figure III. 15). Les résultats du calage sont présentés sur la Figure III. 15 :

226

Tétrachloroéthylène en F5 Tétrachloroéthylène en F8 3.5 35 (a) (b) 3 30

2.5 25 mesurée calculée 2 20 mg/l

mg/l mesurée 1.5 15 calculée

1 10

0.5 5

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date

Tétrachloroéthylène en Pz1L Trichloroéthylène en F5 0.12 8 (c) mesurée (d) 7 calculée 0.1

mesurée 6 calculée 0.08 5

0.06 4 mg/l mg/l

3 0.04

2

0.02 1

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date date

227

Trichloroéthylène en Pz1L Trichloroéthylène en F8 3 35 (f) (e) 30 2.5

25 mesurée 2 calculée

20

mesurée 1.5 mg/l

mg/l calculée 15

1 10

0.5 5

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07

date date

1-1,Dichloroéthylène en F5 1-1,Dichloroéthylène en F8 30 120

mesurée mesurée calculée calculée 25 (g) 100 (h)

20 80

mg/l 15 60 mg/l

10 40

5 20

0 0 Jan60 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan10 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date date

228

1-1,Dichloroéthylène en Pz1L Chlorure de vinyl en F5 18 0.5

16 0.45 (i) (j) 14 0.4

12 mesurée 0.35 calculée 0.3 10 0.25 mg/l 8

mg/l 0.2 6 0.15 4 0.1

2 0.05

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan60 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan10 date date

Chlorure de vinyl en F8 Chlorure de vinyl en Pz1L 1 2.5

0.9 (L) mesurée mesurée 0.8 (k) calculée 2 calculées 0.7

0.6 1.5

0.5 mg/l mg/l 0.4 1

0.3

0.2 0.5

0.1

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date date Figure III. 15 : Premier calage provisoire

229

Figure III. 16 : Emplacement des puits d’observations Il semblerait qu’avec ce premier calage, toutes les concentrations des solvants chlorés calculés représentent les bonnes moyennes de celles mesurées au piézomètre F5 (Figure III. 15 a, d, g, j). Par contre les concentrations calculées sur F8 sont surestimées par rapport aux valeurs mesurées, de même pour les concentrations calculées en Pz1L (sauf pour le 1-1-DCE et le CV (Figure III. 15 i et L)). L’explication que nous pouvons apporter est que F5 se trouve directement dans l’axe de l’écoulement et plus ou moins face au puits C2. Nous avons donc décidé de diviser d’un facteur 30 le flux de PCE injecté dans le puits C1 pour le ramener la concentration à 30440 g/m3 et le débit à 0,01 m3/j comme auparavant. Ce changement nous

230

donne un flux total injecté dans les trois puits de 6,8 tonnes par an qui reste dans l’ordre de grandeur du flux de 10 tonnes de produit qui transite dans la nappe des sables du Cuisien . Les résultats de la comparaison pour ce deuxième calage provisoire sont montrés sur la Figure III. 17. Les résultats montrent qu’avec cette répartition de flux de PCE injecté, les valeurs calculées sont comparables aux valeurs mesurées dans les puits F5 et F8, puis Pz1L. Nous pouvons expliquer les petites différences entre les valeurs mesurées et calculées (Figure III. 17, b, c, f) par le fait qu’il se peut que d’autres produits aient également été injectés (probablement du TCE) ; le taux de PCE en F8 serait dû à la proximité de ce piézomètre par rapport à nos injections de polluants, la comparaison sur ce piézomètre est acceptable par rapport à l’incertitude sur le lieu exact d’injection de polluant.

231

Tétrachloroéthylène en F5 Tétrachloroéthylène en F8 8 8

mesurée 7 7 (b) mesurée calculée calculée 6 6

5 5 (a)

4 4 mg/l mg/l

3 3

2 2

1 1

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date date Tétrachloroéthylène en Pz1L 0.12 Trichloroéthylène en F5 8 mesurée calculée 0.1 7 mesurée calculée (c) 6 0.08 5 (d)

0.06

mg/l 4 mg/l

3 0.04

2 0.02 1

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date date 232

Trichloroéthylène en F8 25 Trichloroéthylène en Pz1L 3

mesurée calculée mesurée 20 2.5 calculée

(f) (e) 2 15

mg/l 1.5 mg/l 10

1

5 0.5

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date date

1-1,Dichloroéthylène en F5 1-1,Dichloroéthylène en F8 30 120

25 100 mesurée mesurée calculée calculée 20 80

(g) (h) 15 60 mg/l mg/l

10 40

5 20

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date date

233

1-1,Dichloroéthylène en Pz1L Chlorure de vinyl en F5 18 4.5

16 4 mesurée calculée mesurée 14 3.5 calculée

12 3 (j) 10 2.5 mg/l mg/l 8 2 (i) 6 1.5

4 1

2 0.5

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date date

Chlorure de vinyl en F8 Chlorure de vinyl en Pz1L 1 2.5

0.9 mesurée 2 0.8 mesurée calculée calculée 0.7

0.6 1.5 (L) (k) 0.5 mg/l mg/l 0.4 1

0.3

0.2 0.5

0.1

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date date Figure III. 17 : Deuxième calage provisoire

234

III.C.1.b.4. Calage des coefficients de dégradation du premier ordre des solvants chlorés par comparaison des simulations entre MT3D99 et RT3D puis par comparaisons des concentrations en chlorures mesurées et observées

Comme nous avons utilisé une cinétique d’adsorption du 1er ordre pour le modèle sur MT3D99 et comme ce type d’adsorption n’existe pas sur RT3D, nous avons tout d’abord comparé sur MT3D99 la prise en compte de la cinétique d’adsorption du 1er ordre et celle de l’isotherme linéaire. Nous montrons seulement les comparaisons sur le puits F5 mais pour les autres puits, les résultats des comparaisons conduisent aux mêmes constatations (Figure III. 18). Il est mis en évidence que les modélisations de l’écoulement, du transport et de la biodégradation des solvants chlorés sur le site de Néry-Saintines avec les deux types d’adsorption présentent quasiment les mêmes résultats.

Tétrachloroéthylène 0.45

Cinétique d'adsorption du 1er ordre 0.4 Isotherme d'adsorption linéaire

0.35 (a)

0.3

0.25 mg/l 0.2

0.15

0.1

0.05

0 Jan67 Jan70 Jan75 Jan80 Jan85 Jan87 date

235

Trichloroéthylène 3.5

(b) 3

2.5

2 mg/l 1.5

1

0.5 Cinétique d'adsorption du 1er ordre Isotherme d'adsorption linéaire linéaire

0 Jan67 Jan70 Jan75 Jan80 Jan85 Ja87 date

1-1,Dichloroéthylène 6 Cinétique d'adsorption du 1er ordre Isotherme d'adsorption linéaire

5

(c) 4

3 mg/l

2

1

0 Jan65 Jan70 Jan75 Jan80 Jan85 Jan90 date

236

Chlorure de vinyl 0.3 Cinétique d'adsorption du 1er ordre Isotherme d'adsorption linéaire

0.25

(d)

0.2

0.15 mg/l

0.1

0.05

0 Jan67 Jan70 Jan75 Jan80 Jan85 Ja87 date

Figure III. 18 : Comparaison des modélisations de l’adsorption sur MT3D99

Pour caler les coefficients de dégradation nous avons utilisé les deux modules de PMWIN Pro qui sont MT3D99 et RT3D ver.2.5 avec une isotherme linéaire d’adsorption et en utilisant les paramètres des Tableau III. 5, Tableau III. 6 et Tableau III. 7. Comme RT3D simule également les chlorures, nous avons réajusté le flux de PCE injecté à 13,6 tonnes détaillé dans le Tableau III. 5. Notre démarche de calage a été de caler tout d’abord le coefficient de dégradation du premier ordre du PCE, ensuite celui du TCE sans retoucher celui du PCE et ainsi de suite pour le 1-1-DCE, le CV, l’éthène et les chlorures.

Tableau III. 5 : Paramètres communs à MT3D99 et RT3D

Paramètre de PMWIN Pro Abréviations Valeurs

Perméabilité horizontale des sables du Cuisien KH sables 3,456 m/j

Perméabilité verticale des sables du Cuisien KV sables 0,518 m/j

Perméabilité horizontale moyenne dans la vallée KH vallée 3,456 m/j

Perméabilité verticale moyenne dans la vallée KV vallée 0,02 m/j Porosité θ 30 % 3 Masse volumique du matériel aquifère Bd 1700 kg/m

237

Dispersivité longitudinale αL 10 m

Dispersivité transversale αT 5 m -4 2 Coefficient de diffusion moléculaire Dm 10 m /j Maillage - 10 m×10 m Méthode numérique pour l’advection - 3rd TVD Flux de polluant - 6,8 tonnes/an Nombre de puits d’injection de polluant - 3 3 Débit injecté pour chaque puits Q1, Q2, Q3 0,01 m /j 3 Concentration imposée en continu pour chaque puits C1, C2, C3 C1=60880 g/m C2=C3= 1826500 g/m3 Produit injecté PCE Tétrachloroéthylène Rapport des masses molaires du TCE et du PCE - 0,792 Rapport des masses molaires du DCE et du TCE - 0,738 Rapport des masses molaires du CV et du DCE - 0,644 -7 3 Coefficient de distribution pour le PCE KdPCE 3.10 m /kg -7 3 Coefficient de distribution pour le TCE KdTCE 10 m /kg -8 3 Coefficient de distribution pour le cis-DCE Kdc-DCE 7.10 m /kg -8 3 Coefficient de distribution pour le CV KdCV 4.10 m /kg Coefficient de dégradation du premier ordre pour la PCE 0,0038 [j-1] phase dissoute (en milieu anaérobie pour RT3D) Coefficient de dégradation du premier ordre pour la TCE 0,0031 [j-1] phase dissoute (en milieu anaérobie pour RT3D) Coefficient de dégradation du premier ordre pour la DCE 0,0033 [j-1] phase dissoute (en milieu anaérobie pour RT3D) Coefficient de dégradation du premier ordre pour la CV 0,0284 [j-1] phase dissoute (en milieu anaérobie pour RT3D)

Tableau III. 6 : Paramètres spécifiques à MT3D99

Coefficient de dégradation du premier ordre pour la phase sorbée PCE 0 [j-1] Coefficient de dégradation du premier ordre pour la phase sorbée TCE 0 [j-1] Coefficient de dégradation du premier ordre pour la phase sorbée DCE 0 [j-1] Coefficient de dégradation du premier ordre pour la phase sorbée CV 0 [j-1]

238

Tableau III. 7 : Paramètres spécifiques à RT3D

Coefficient de dégradation du premier en milieu aérobie TCE 0 [j-1] Coefficient de dégradation du premier en milieu aérobie DCE 0 [j-1] Coefficient de dégradation du premier en milieu aérobie CV 0 [j-1] Coefficient de dégradation du premier en milieu anaérobie Ethène 0,01 [j-1] Coefficient de dégradation du premier en milieu aérobie Ethène 0 [j-1]

Les résultats des comparaisons montrent que les valeurs mesurées des concentrations en polluants sont bien représentées par nos modèles (Figure III. 19 a, b, c, d, e, f, g, h, i, j, k, L , m, n, o). Toutefois, une légère différence pourrait être attribuée à l’incertitude sur la nature du produit réellement injecté dans la carrière (Figure III. 19 b, c, e, f, m). En particulier, les chlorures mesurées en F8 (Figure III. 19 m) nous laissent penser qu’une partie de l’acide chloridrique utilisé par L’INDUSTRIEL pour améliorer l’infiltration aurait formé des ions Cl- en grande quantité aux environs de ce piézomètre. Les coefficients de dégradation du premier ordre que nous avons calé sont conformes à ceux qu’on trouve dans la littérature : quelques valeurs sont données sur le Tableau III. 8, le lecteur est invité à se référer aux citations pour les listes détaillées. Tableau III. 8 : Quelques valeurs issues de la littérature de coefficients de dégradation du premier ordre sur un site réel (source (Côme et al., 2006a)) Produit Valeur basse [j-1] Valeur haute [j-1] PCE 0,00096 (Rijnaarts et al., 1998) 0,0082 (Mechaber et al., 1998) TCE 0,000054 (Harkness et al., 1998) 0,012 (Wilson et al., 1997) cis-DCE 0,00019 (Wilson et al., 1997) 0,0054 (Mechaber et al., 1998) CV 0,00025 (Rijnaarts et al., 1998) 0,0124 (Rijnaarts et al., 1998)

239

Tétrachloroéthylène en F5 Tétrachloroéthylène en F8 8 9

mesurée (b) 7 calculée MT3D99 8 caclulée RT3D v.2.5 6 7

6 5 (a) 5 4 mg/l mg/l 4 3 3 2 2 mesurée calculée MT3D99 1 1 calculée RT3D v2.5

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date date Tétrachloroéthylène en Pz1L Trichloroéthylène en F5 0.16 8 mesurée 0.14 7 calculée MT3D99 calculée RT3D v 2.5 mesurée (c) 0.12 calculée MT3D99 6 calculée RT3D v. 2.5 (d) 0.1 5

0.08 4 mg/l mg/l

0.06 3

0.04 2

0.02 1

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date date

240

Trichloroéthylène en F8 Trichloroéthylène en Pz1L 25 3 mesurée calculée MT3D99 mesurée calculée RT3D v 2.5 2.5 20 calculée MT3D99 calculée RT3D

2 15 (e) (f)

1.5 mg/l mg/l 10 1

5 0.5

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date date

1-1,Dichloroéthylène en F5 1-1,Dichloroéthylène en F8 30 120

25 100 mesurée mesurée calculée MT3D99 calcuée MT3D99 calculée RT3D calculée RT3D v 2.5 20 80

15 (g) 60 (h) mg/l mg/l

10 40

5 20

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date date

241

Chlorure de vinyl en F5 1-1,Dichloroéthylène en Pz1L 18 4.5

16 4 mesurée mesurée calculée MT3D99 calculée MT3D99 3.5 calculée RT3D v 2.5 14 calculée RT3D v2.5

12 3 (j) 10 (i) 2.5 mg/l mg/l 8 2

6 1.5

4 1

2 0.5

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan6 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date date

Chlorure de vinyl en F8 1 Chlorure de vinyl en Pz1L 2.5

0.9 mesurée calculée MT3D99 mesurée 0.8 calculée RT3D v 2.5 calculée MT3D99 2 calculée RT3D v 2.5 0.7

0.6 (k) 1.5 (L) 0.5 mg/l mg/l

0.4 1

0.3

0.2 0.5

0.1

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date date

242

Chlorures en F8 Chlorure en F5 180 400

160 mesurée 350 calculée mesurée 140 calculée 300

120 (m) 250 (n) 100 mg/l 200 80 mg/l 150 60

100 40

20 50

0 0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date date

Chlorures en Pz1L 600

mesurée 500 calculée

400 (o)

300 mg/l

200

100

0 Jan67 Jan70 Jan80 Jan90 Jan00 Jan07 date

Figure III. 19 : Calage définitif du modèle de biodégradation des solvants chlorés à Néry Saintines

243

III.C.1.b.5. Bilan de masse sur la dégradation des polluants dans la vallée et réflexion sur la non observation de ceux-ci dans la rivière l’Automne

Dans PMWIN Pro, le bilan de masse est fait de manière à calculer les flux qui entrent dans le modèle (terme source ou conditions aux limites) et les flux qui en sortent à la limite aval. Le Tableau III. 9 nous montre la répartition des 13,6 tonnes/an de PCE que nous avons injecté dans le modèle (sortie dans la rivière l’Automne en aval). Le PCE est presque totalement dégradée : 12,9 tonnes par an est dégradé en TCE et en Cl-, 3,1 tonnes de TCE est dégradé par an puis 1,4 tonnes de DCE par an enfin 100 kg de CV. Ce bilan montre donc que le PCE injecté est dégradé, tous ses produits fils sont également presque totalement dégradés et qu’à la fin de la chaîne, il ne reste plus que les chlorures qui ne sont pas dégradé et donc se trouvent en grande quantité dans la phase aqueuse (environ 1,6 tonnes/an). Ce bilan de masse nous montre pourquoi on n’observe pas de flux importants de solvants chlorés dans l’Automne : les concentrations y sont en dessous des seuils de détection puisque ces produits sont totalement dégradés. Toutefois, d’autres études pourraient être menées pour savoir si une partie du flux de polluant est diluée, le débit de l’Automne étant aux environs de 2 m3/s. Mais avec ce débit, des flux importants auraient été visibles. Par ailleurs, des études similaires sur d’autres sites effectuées par d’autres chercheurs ont montré que les conditions d’oxydoréduction au niveau des berges sont parfois très favorables aux dégradations des solvants chlorés (Atteia, O., 2007 : pendant la soutenance de cette thèse).

244

Tableau III. 9 : Bilan de masse après le calage définitif

PCE entrée PCE sortie TCE entrée TCE sortie DCE entrée DCE sortie Temps 14610 j (t/an) (t/an) (t/an) (t/an) (t/an) (t/an) Puits tonnes/an 13.553 Charge constante -0.003 0 -0.036 0 -0.084 Biodégradation 0 -12.891 3.536 -3.128 1.729 -1.419 En solution ~0 -0.246 ~0 -0.237 ~0 -0.162 Adsorbé ~0 -0.415 ~0 -0.134 E0 -0.064 Somme -13.55 3.536 -3.535 1.730 -1.729

CV entrée CV sortie Ethène entrée Ethène sortie Cl entrée Cl sortie Temps 14610 j (t/an) (t/an) (t/an) (t/an) (t/an) (t/an) Puits tonnes/an Charge constante 0 -0.007 0 -0.011 0 -8.876 Biodégradation 0.127 -0.105 0.154 -0.119 -8.876 0 En solution ~0 -0.012 ~0 -0.015 0.005 -1.582 Adsorbé ~0 -0.003 ~0 -0.009 0 0 Somme 0.127 -0.127 0.154 -0.154 -8.872 -10.458

245

III.C.1.c. Influence du rabattement de la nappe par les drains

Pour réduire l’impact de la pollution dans la vallée de l’Automne, il est prévu de mettre des drains plus ou moins horizontaux parallèle et perpendiculaire à la RD98 (Figure I. 20). Une fois les coefficients de dégradation et le débit de polluant injecté calés, nous avons simulés l’existence de ces drains sur le site pour une durée de 30 ans, 40 ans après les premières injections intensives de polluant dans la carrière datées approximativement au 1er janvier 1967. Nous avons donc une durée totale de simulation de 70 ans avec 40 ans sans les drains et les 30 années suivantes avec les drains. Dans PMWIN Pro, les drains évacuent l’eau de l’aquifère avec un débit proportionnel à la différence de charge entre l’aquifère et ces drains. Quand la charge dans l’aquifère est supérieure à la cote du drain, l’eau passe dans celui-ci et est évacuée. La cote limite est le centre du drain (il n’y a pas d’eau évacuée quand la charge dans l’aquifère est inférieure à cette cote). Il n’y a pas de flux d’eau venant des drains vers l’aquifère. 3 -1 QChddd=−.( ) est le débit évacué [L T ] avec h [L] la charge dans l’aquifère, d [L] la cote

2 -1 du drain puis Cd [L T ] la perméabilité équivalente du drain définie par : CKd = .L où K [L T-1] représente toutes les pertes de charges entre le drain et l’aquifère et L [L] est la longueur d’un drain dans une cellule. L’emplacement des drains est conforme à l’emplacement prévu du système de drainage STAM (Figure III. 20), ils seront placés à 1m de profondeur. Nous avons pris deux valeurs de K qui sont 86,4 et 864 m.j-1 qui donnent pratiquement les mêmes résultats. Normalement les drains sont prévus pour pomper 12 m3/h en hiver et 8,5 m3/h en été. Après bilan, nous avons calculé le débit total drainé par heure et il se chiffre à environ 36 m3/h.

246

Figure III. 20 : Emplacement des drains sur le site de Néry-Saintines

Pour la simulation avec les drains, les piézomètres Pz1C et Pz4C ne seront pas utilisés : en effet, la lettre C signifie « court » et nous savons que dans PMWIN Pro les puits sont crépinés sur toute l’épaisseur de la couche où ils sont mis en place (pour notre cas, c’est la couche des sables du Cuisiens). Ces deux puits ne seront donc utilisés que dans les simulations avec UTCHEM où les puits peuvent être crépinés sur n’importe quel endroit de la verticale. A certains endroits du modèle (particulièrement en F5 et en Pz1L), la présence des drains augmente la concentration en polluant (Figure III. 21 (L, n, t, v, z, ab, ad). En effet, à ces endroits, la présence des drains accélère la vitesse de l’eau de la nappe : il arrive alors des cas où de l’eau plus polluée arrive sur un puits : le temps de résidence des polluants et donc le temps de dégradation sont réduits. La concentration en solvants chlorés en certains puits est tellement faible que nous les considérons comme étant de l’ordre de l’erreur numérique, de toute manière, on ne devrait pas observer des polluants en F2 en écoulement monophasique puisque le produit ne pourrait pas se déplacer par gravité en amont de l’écoulement. Le piézomètre Pz1l est intéressant (Figure III. 21 f, n, v, ad), en effet, il est placé dans les drains : on attendrait une diminution de la concentration en polluant observée en ce piézomètre mais ce n’est pas le cas, comme nous l’avons dit plus haut, il y a augmentation de la concentration

247

en polluant parce que le fonctionnement des drains induit une accélération de l’écoulement et donc de l’eau plus polluée peut se retrouver aux drains et fait ainsi augmenter la concentration en polluant après un certain temps. Par contre, les concentrations en chlorures diminuent sur tous les piézomètres (Figure III. 21 ag, ah, ai, aj, ak, al, am, an).

248

-12 Tétrachloroéthylène en F10 -9 x 10 x 10 Tétrachloroéthylène en F2 1.6 5

4.5 1.4

(a) 4 1.2 3.5 1 3 (b) 0.8 2.5 mg/l mg/l 2 0.6 1.5 0.4 1 0.2 0.5

0 0 Jan1967 Jan1980 Jan2000 Jan2020 Jan2037 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

-12 Tétrachloroéthylène en F3 x 10 4 Tétrachloroéthylène en F5 0.7 3.5 (c) 0.6 3 0.5 2.5

0.4 2 mg/l

mg/l (d) 0.3 1.5

1 0.2

0.5 0.1

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan36 date date 249

Tétrachloroéthylène en Pz1L Tétrachloroéthylène en F8 0.25 9

8 0.2 (f) 7

6 0.15 5 mg/l mg/l 4 (e) 0.1 3

2 0.05

1

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

Tétrachloroéthylène en Pz3 0.08 Tétrachloroéthylène en Pz4L 0.025

0.07

0.02 0.06

0.05 (g) 0.015

0.04 mg/l mg/l (h) 0.03 0.01

0.02 0.005 0.01

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

250

-10 -8 x 10 Trichloroéthylène en F10 x 10 Trichloroéthylène en F2 1 2

1.8

0.8 1.6

1.4 (i) 0.6 1.2 (j)

1 mg/l mg/l

0.4 0.8

0.6

0.2 0.4

0.2

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

-10 Trichloroéthylène en F5 x 10 Trichloroéthylène en F3 1 4

3.5

0.8 (k) 3

2.5 0.6 (L) 2 mg/l mg/l

0.4 1.5

1 0.2 0.5

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan6 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

251

Trichloroéthylène en F8 Trichloroéthylène en Pz1L 12 1.6

1.4 10

1.2

8 (m) 1 (n)

6 0.8 mg/l mg/l

0.6 4

0.4 2 0.2

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

Trichloroéthylène en Pz3 Trichloroéthylène en Pz4L 0.7 0.25

0.6 0.2 0.5

0.15 0.4 (o) (p) mg/l mg/l 0.3 0.1

0.2

0.05 0.1

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

252

-8 1-1,Dichloroéthylène en F2 -10 x 10 x 10 1-1,Dichloroéthylène en F10 2.5 4

2 3

(q) 1.5

2 mg/l (r) mg/l 1

1 0.5

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

-10 x 10 1-1,Dichloroéthylène en F3 1-1,Dichloroéthylène en F5 3.5 6

3 5

2.5 4

2 (s) 3 (t) mg/l mg/l 1.5

2 1

1 0.5

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

253

1-1,Dichloroéthylène en F8 7 1-1,Dichloroéthylène en Pz1L 3.5

6 3

5 2.5 (u)

4 (v) 2 mg/l

3 mg/l 1.5

2 1

1 0.5

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

1-1,Dichloroéthylène Pz3 1-1,Dichloroéthylène en Pz4L 1.4 0.5

0.45 1.2 0.4

1 0.35

0.3 0.8 0.25 (x) mg/l mg/l 0.6 (w) 0.2

0.4 0.15

0.1 0.2 0.05

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

254

-11 x 10 Chlorure de vinyl en F10 -9 Chlorure de vinyl en F2 3.5 x 10 2

3 1.8

1.6 2.5 1.4

2 1.2 (y) (z)

mg/l 1 1.5 mg/l 0.8

1 0.6

0.4 0.5 0.2

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

-11 Chlorure de vinyl en F5 x 10 Chlorure de vinyl en F3 3 0.45

0.4 2.5 0.35

2 (aa) 0.3

0.25 1.5 mg/l

mg/l (ab) 0.2

1 0.15

0.1 0.5 0.05

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

255

Chlorure de vinyl en F8 Chlorure de vinyl Pz1L 0.5 0.25

0.45

0.4 0.2

0.35

0.3 (ac) 0.15 (ad)

0.25 mg/l mg/l 0.2 0.1

0.15

0.1 0.05

0.05

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

Chlorure de vinyl en Pz4L 0.04 Chlorure de vinyl en Pz3 0.1 0.035 0.09

0.08 0.03

0.07 0.025 0.06 0.02 (af)

0.05 mg/l mg/l

0.04 (ae) 0.015

0.03 0.01 0.02 0.005 0.01

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date 256

-7 Chlorure en F2 -5 x 10 x 10 Chlorure en F10 3.5 6

3 5

2.5 4 (ah) 2

3 mg/l

mg/l (ag) 1.5

2 1

1 0.5

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

-6 Chlorure en F3 x 10 Chlorure en F5 2 120 1.8

1.6 100

1.4 80 1.2

(ai) 1 60 (aj) mg/l mg/l 0.8 40 0.6

0.4 20 0.2

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

257

Chlorure en F8 Chlorure en Pz1L 25 160

140 20 120

100 15 (ak) (aL) 80 mg/l mg/l 10 60

40 5 20

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

Chlorure en Pz3 Chlorure en Pz4L 70 45

40 60

35 50 30

40 25 mg/l mg/l 30 20 (an)

(am) 15 20 10 10 5

0 0 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 Jan67 Jan80 Jan00 Jan20 Jan37 date date

Figure III. 21 : Simulations des concentrations en solvants chlorés et en chlorure après l’installation des drains

258

L’existence des drains influence peu la dégradation totale des solvants chlorés, l’ordre de grandeur des quantités biodégradés est sensiblement le même que quand les drains n’existaient pas (e.g. 13,169 tonnes/an pour le PCE ; 3,6 tonnes/an pour le TCE). Par contre les drains semblent réduire les quantités de solvants chlorés en solution en aval (d’un facteur 2 pour le PCE et le TCE et d’un ordre de grandeur à peu près pour les 4 autres produits). Les quantités adsorbés quant à elles varient mais nous ne pouvons attribuer aux drains ces variations, c’est plutôt le temps de simulation (Tableau III. 10).

259

Tableau III. 10 : Bilan de masse après la simulation des drains

PCE entrée PCE sortie TCE entrée TCE sortie DCE entrée DCE sortie Temps 25567.50 j (t/an) (t/an) (t/an) (t/an) (t/an) (t/an) Puits tonnes/an 13.553 Charge constante -0.003 0 -0.032 0 -0.073 Drains -0.009 0 -0.059 0 -0.102 Biodégradation 0 -13.169 3.568 -3.262 1.761 -1.459 En solution 0.004 -0.148 0.005 -0.141 0.005 -0.096 Adsorbé 0.004 -0.244 0.002 -0.079 0.002 -0.038 Somme -13.569 3.576 -3.573 1.768 -1.768

CV entrée CV sortie Ethène entrée Ethène sortie Cl entrée Cl sortie Temps 25567.50 j (t/an) (t/an) (t/an) (t/an) (t/an) (t/an) Puits tonnes/an Charge constante 0 -0.006 0 -0.010 0 -7.283 Drains 0 -0.008 0 -0.013 0 -2.778 Biodégradation 0.129 -0.107 ~0 -0.122 10.782 0 En solution ~0 -0.007 0.001 -0.009 0.186 -0.904 Adsorbé ~0 -0.002 ~0 -0.005 0 0 Somme 0.130 -0.130 0.001 -0.158 10.968 -10.965

260

III.C.1.d. Conclusion sur la modélisation monophasique avec PMWIN Pro Comme principale hypothèse pour cette modélisation sur PMWIN Pro, nous avons considéré que la majeure partie du polluant injecté dans la carrière était du PCE. D’après l’état de connaissance sur le site, nous avons modélisé d’abord avec MT3D99 l’injection de polluant par l’intermédiaire de trois puits d’injection se trouvant au SO de la carrière. Cet emplacement des puits d’injections nous donne une forme acceptable du panache de polluant : le centre du panache ainsi que son extension coïncide globalement avec ce que nous avons déterminé avec les mesures géophysiques. Pour le premier calage provisoire, nous avons tout d’abord opté pour une dispersivité longitudinale qui est égale à peu près au dixième de la dimension dans le sens d’écoulement du modèle comme il est commode de faire. Nous avons pris la valeur de 100 m pour la dispersivité longitudinale et 10 m pour la dispersivité transversale. A cause d’une trop grande dispersion des polluants notamment en amont de la carrière, nous avons ramené les valeurs de dispersivités longitudinale et transversale respectivement à 10 et 5 m, ce sont nos valeurs calées. A partir de là, nous avons ramené la porosité des sables du Cuisien à 30 % au lieu de la valeur prise initialement égale à 15 %, en effet, avec l’ancienne valeur, les polluants arrivaient une quinzaine d’années trop top dans la zone alluviale. Pour le passage de MT3D99 à RT3D v2.5, nous avons montré que la considération d’une isotherme d’adsorption linéaire donnait les mêmes résultats que la prise en compte d’une cinétique d’adsorption du 1er ordre. Nous avons comparé la modélisation sur MT3D99 qui ne simule pas les chlorures et celle sur RT3D v2.5. Nous avons estimé les constantes de dégradation du 1er ordre en calant d’abord celui du PCE puis celui du TCE, du 1-1-DCE, du CV, de l’éthène et enfin celui du chlorure. Le modèle calé nous renseigne que tout le PCE injecté est totalement dégradé, de même que ses produits fils. Toutefois, les analyses de polluants récents nous renseigne que la dégradation du 1-1-DCE en CV n’est pas régie par une dégradation du premier ordre un (Figure III. 22 et Figure III. 23). En effet à partir de l’année 2000, la concentration en 1-1- DCE diminue de 16 mg/l pour se stabiliser à 2 mg/l tandis que celle du CV augmente progressivement de 0,25 mg/l en 2000 jusqu’à 2 mg/l en 2006. Cette observation ne pourrait être expliquée seulement par la remise en cause de notre hypothèse de départ (la majeure partie du polluant est constitué de PCE), nous l’interprétons comme un possible changement de conditions redox sur le site. La modélisation de ce phénomène nécessiterait probablement la prise en compte d’une cinétique de Monod avec utilisation séquentielle d’accepteurs d’électron que nous ne pouvons pas faire sur PMWIN Pro, en tout cas, avec les versions de MT3D99 et RT3D v2.5 que nous avions pu utiliser. Nous avons utilisé le modèle calé avec

261

une cinétique du 1er ordre pour simuler les drains horizontaux qui vont être installés prochainement sur le site de Néry-Saintines pour réduire les émanations de produits toxiques. Nous avons constaté que la présence des drains diminue les concentrations en solvant chloré en certains endroits mais les augmente en d’autres. Nous avons expliqué la situation par des changements apportés par la présence des drains et qui amènent en certains endroits par accélération de l’écoulement, différentes quantités de solvants chlorés. Les polluants sont également moins dégradés puisqu’ils résident pendant moins de temps dans l’aquifère.

1-1,Dichloroéthylène en Pz1L

16 mesurée calculée MT3D99 14 calculée RT3D v2.5

12

10

8 mg/l 6

4

2

0

jan00 jan01 jan02 jan03 jan04 jan05 date

Figure III. 22 : Diminution de la concentration en 1-1-DCE en PZ1L pour les temps récents

262

Chlorure de vinyl en Pz1L

2 mesurée calculée MT3D99 calculée RT3D v2.5

1.5

mg/l 1

0.5

0

Jan00 Jan01 Jan02 Jan03 Jan04 Jan05 date

Figure III. 23 : Augmentation de la concentration en CV en PZ1L pour les temps récent

III.C.2. Ecoulement multiphasique – Reconstitution de la zone source en milieu non saturé et saturé – Influence de la topographie du substratum – Influence de l’écoulement – Influence des tensions superficielles - dissolution de la phase organique - Utilisation de UTCHEM

Nous avons étudié le comportement des polluants (dégradation) selon une cinétique du premier ordre dans la partie modélisation avec MT3D99 et RT3D. Cette modélisation suppose que nous ayons un terme source, qui est très important à étudier en vue d’une possibilité de solution active (SEAR ou « Surfactant Enhanced Aquifer Remediation » par exemple) (Anderson et al., 1992). Cette modélisation sur UTCHEM va nous permettre d’avoir une meilleure connaissance de cette zone source. Pour cette étude, nous avons réalisé les simulations résumées dans le Tableau III. 12. Les buts des simulations sont : - voir en combien de temps après l’injection, le polluant arrive au fond de la nappe : pour ce cas, nous avons gardé l’hypothèse de la partie sur PMWIN Pro à savoir que le produit injecté était du PCE. Nous l’avons également injecté sur trois puits d’injection.

263

Il y a plusieurs valeurs de la densité du PCE dans la littérature à savoir 1,6143 (25°C) (Lord et al., 2005) ; 1,613 (Yaws, 1999 cité par Nex, 2004), 1,62 (24°C) (Roy et al., 2002) ; 1,63 (Mercer et Cohen, 1990), 1,60 (Childs et al., 2004). Pour notre cas, nous avons pris celui de Lord et al. à 25°C : 1,6143 et l’avons gardé toute au long de nos simulations. - Donner une carte de l’extension du produit quand celui atteint le fond après un certain temps et n’y bouge plus. - Tester l’influence de la tension superficielle entre la phase aqueuse et la phase huile (variable XIFTW dans UTCHEM) selon les valeurs de la littérature si celle-ci influence beaucoup l’extension de produit sur la surface libre de la nappe comme il est classique de voir pour les hydrocarbures légers. - Nous avons également voulu savoir l’influence de la topographie du substratum : pour ce cas, nous avons choisi deux topographies, la première est celle que nous avons pu définir par interpolation des cotes de l’argile sous la carrière (Figure I. 2) et la seconde est une pente inverse synthétique que nous avons crée. - Tester l’influence de l’écoulement : si celui-ci entraine le produit ou pas et connaitre ce qui se serait passé s’il y a à la fois pente inverse et écoulement.

III.C.2.a. Paramètres du modèle

Dans un premier temps, nous avons discrétisé le domaine d’étude en des mailles carrées de 20 m×20 m suivant les directions horizontales X et Y. La direction Z est discrétisée avec une dimension des mailles égale à 10 m. L’extension du modèle est alors de 560 m × 840 m×80 m (X, Y, Z) ce qui fait 28 mailles en X, 42 mailles en Y et 8 mailles en Z. Nous verrons plus tard un autre discrétisation du modèle pour des raisons de temps de calcul. Le modèle est hétérogène, avec les paramètres suivants spécifiques à chaque couche horizontale du modèle :

264

Tableau III. 11 : Paramètres de l’écoulement dans le modèle UTCHEM

Direction Z vers Kx Ky Kz Porosité Saturations en Couche le bas eau initiales géologique Couche 1 1354 mD 1354 mD 1354 mD 10 % 0.1 Calcaire fissuré non saturé Couche 2 1354 mD 1354 mD 1354 mD 10 % 0.5 Calcaire fissuré non saturé Couche 3 5417 mD 5417 mD 5417 mD 30 % 0.6 Sable non saturé Couche 4 5417 mD 5417 mD 5417 mD 30 % 0.99 Sable saturé Couche 5 5417 mD 5417 mD 5417 mD 30 % 0.99 Sable saturé Couche 6 5417 mD 5417 mD 5417 mD 30 % 0.99 Sable saturé Couche 7 5417 mD 5417 mD 5417 mD 30 % 0.99 Sable saturé Couche 8 5417 mD 5417 mD 5417 mD 30 % 0.99 Sable saturé Nous avons considéré trois phases : la phase aqueuse, la phase huile lourde (PCE), l’air (zone non saturée). Notons que les saturations initiales en eau et en gaz (air) sont complémentaires.

265

Tableau III. 12 : Résumé des situations modélisées avec UTCHEM Nom Durée cumulée Débit de PCE injecté Ecou- Topographie du Objet lement substratum N16EAU 10j NON HORIZONTALE Calage de la zone non saturée, de tous les paramètres relatifs : alpha=1,7 et n=2 pour van Genuchten N17OIL Injection 0j 4,4m3/j NON HORIZONTALE Injection de polluant avec Q=4,4m3/j sur l’équilibre de la Fin 300j zone non saturée établi en N16EAU, l’injection se fait directement dès le 1er jour N19OIL Début : 0j 7m3/j reparti en 3 NON Dôme argileux 21000 tonnes de PCE injecté pendant 5 ans. Début inj : 100j puits sous la carrière Etat à 8ans après l’arrêt de l’injection (3020j) Fin injection : 1930j Fin : 3020j N20EAU 100j - OUI HORIZONTALE Etablissement de l’écoulement par les pseudo-puits N21OIL Début : 0j 7m3/j reparti en 3 OUI Dôme argileux 21000 tonnes de PCE injecté pendant 5 ans. Début inj : 100j puits sous la carrière Etat à 8ans après l’arrêt de l’injection (3020j) Fin injection : 1930j Fin : 3020j N22OIL Début : 0j 7m3/j reparti en 3 OUI HORIZONTALE Pour voir l’étalement du produit au fond de la nappe Début inj : 100j puits Fin : 2000j N23OIL Début : 0j 7m3/j reparti en 3 NON HORIZONTALE XIFTW=1,68 Début inj : 20j puits Pour voir l’étalement du produit au fond de la nappe Fin : 2000j N24OIL Début : 0j 7m3/j reparti en 3 OUI HORIZONTALE XIFTW=1,68 Début inj : 20j puits Pour voir l’étalement du produit au fond de la nappe Fin : 2000j N25OIL Début : 0j 7m3/j reparti en 3 OUI HORIZONTALE XIFTW=1 Début inj : 20j puits Pour voir l’étalement du produit au fond de la nappe Fin : 2000j N26OIL Début : 0j 7m3/j reparti en 3 OUI HORIZONTALE XIFTW=0,68 Début inj : 20j puits Pour voir l’étalement du produit au fond de la nappe Fin : 2000j

266

N27OIL Début : 0j 7m3/j reparti en 3 OUI Pente inverse Maillage 40*40*5 Début inj : 20j puits Pour voir l’effet de la pente inverse (17000 tonnes de Arret inj : 1520 produit au lieu de 21000 tonnes) Fin : 1730j N29OIL Début : 0j 7m3/j reparti en 3 OUI HORIZONTALE XIFTW=2 Début inj : 20j puits Pour voir l’étalement du produit au fond de la nappe Fin : 2000j

UTCHEM est un modèle 3D mais nous avons présenté nos résultats en coupe 2D.

267

Pour les paramètres de tensions superficielles comme entrée du modèle, nous avons pris les valeurs suivantes : Tableau III. 13 : Paramètres d’entrée pour les tensions superficielles Tension superficielle Valeur et référence Nom et valeur du Log10Ts Entre l’eau et l’air 76 mN/m (de Marsily, 2002) XIFTGW=1,88 Entre l’air et le PCE 29.04±0,12 [mNm] à 25°C XIFTG=1,46 (Jeong et al., 2002) Entre l’eau et le PCE 47,8 [mN/m] à 22°C (Pennell XIFTW=1,68 et al., 1996 cité par Rathfelder et al., 2003)

D’autres valeurs existent également dans la littérature (Tableau III. 14). Tableau III. 14 : Autres valeurs des tensions superficielles de la littérature Tension superficielle Valeur Entre l’eau et l’air (à 0°C, 76 mN/m ; à 20°C 73 mN/m ; à 37°C, 70 mN/m) (Broch, 2006), 68,1 [mN/m] à 20°C (Liu et al., 1998) ; 72 [mN/m] (Walker et al., 1998) Entre l’air et le PCE 38 [mNm] (Walker et al., 1998) Entre l’eau et le PCE 47,48 [mN/m ou dynes/cm] (20°C) (Demond et Lindner, 1993) ; 39,1±0,40 [mN/m] à 25°C (Jeong et al., 2002) ; 42,3±0,09 [mN/m] à 23-24 °C (Boyd et al., 2006) ; 37,3 [mN/m] à 24°C (Roy et al., 2002) ; 44,4 [mN/m] à 25°C (Mercer et Cohen, 1990) ; 32 [mN/m] (Walker et al., 1998)

Pour les viscosités, nous avons pris pour l’eau 1,31 [cp] ou [mPa.s] à 10°C (de Marsily, 2002) ; puis pour le PCE 0,90 [mPa.s] (Boyd et al., 2006) et enfin pour l’air (gaz) : 0,00218 [mPa.s] (pris dans les exemples fournis avec UTCHEM). Les autres valeurs de viscoisité de la littérature sont : pour le PCE : 0,90±0,03 [mPa.s] à 23- 24°C (Boyd et al., 2006) ; 0.869 [mPa.s] (Roy et al., 2002), 0,932 [mPas.s] (Mercer et Cohen, 1990) ; 0,844 [mPa.s] (Childs et al., 2004) et pour le Gaz : 2.10-4 [poise]=2.10-2 [cp]=2.10- 2 [mPa.s] (McWhorter, 1990).

Comme nous n’utilisons pas de surfactant pour réduire la tension superficielle entre l’eau et le PCE, comme cela se fait pendant les SEAR, l’option que nous avons tout d’abord prise dans

268

le modèle est que nous permettons la dissolution de la phase huile sans les surfactant. Pour cela, nous avons à définir la solubilité du PCE dans l’eau : nous avons pris la valeur de 0,0008 [fraction volumique]. Dans les exemples fournis avec UTCHEM, les valeurs possibles sont : 0,00012770 ; 0, 0002 et 0,00015. Ces valeurs correspondent aux solubilités du PCE normalisées par sa masse molaire. Nous considérons donc dans notre modèle une dissolution à l’équlibre local.

Nous avons considéré que les saturations résiduelles (PCE) et saturations irréductibles (eau) ne sont pas dépendantes du nombre capillaire défini par : rur k∇φ l' (Eq. III. 37) N = cl σ ll' où l et l’ sont respectivement les fluides déplacés et déplaçant r k le tenseur de perméabilité intrinsèque ur et ∇φ ' le gradient de potentiel d’écoulement défini par ∇φ =∇Pg −ρ ∇h l ll'' Ce nombre capillaire tient compte de la proportion entre les forces visqueuses et les forces capillaires. Il est inversement proportionnel à la tension superficielle et pour notre cas, nous supposons que les saturations résiduelles sont indépendantes des variations possibles de la tension superficielle. Les valeurs de saturations que nous trouvons dans la littérature sont : Pour l’eau déplacée par le PCE (saturation irréductible): 0,070 (sable d’Ottawa) (Rathfelder et al., 2003) ; 0,078 (Kueper et Frind, 1991 cité par Johnson et Poeter, 2007) ; Pour le PCE déplacé par l’eau : 0,176 (sable expérimentation) (Rathfelder et al., 2003) ; 0,174 (sables grossier) et 0,258 (sable fin) les deux en laboratoire (Hofstee et al., 2003) PCE déplaçant l’air : 0,034 (Hofstee et al., 1997). Sur UTCHEM, nous avons aussi besoin de la saturation en air : 0,339 (après drainage de l’eau) (Hofstee et al., 1997) ; 0,054 (après imbibition de PCE).

Comme nous travaillons également en zone non saturée, le modèle de Brooks Corey en premier drainage n’est pas disponible sur UTCHEM. Nous avons donc utilisé le modèle de van Genuchten dont les paramètres que nous avons gardés sont les suivants : α=1,7 et n=2. La littérature est peu prolixe sur ces deux paramètres.

Pour l’hydrodynamique, les paramètres sont les suivants :

269

Tableau III. 15 : Paramètres hydrodynamiques Paramètres phase Valeur

Dispersivité longitudinale Air, eau, PCE 10 m Dispersivité transversale Air , eau, PCE 5 m Coefficient de diffusion moléculaire Air 10-1 m2/j Eau et PCE 10-4 m2/j

Avec N16EAU, nous avons simulé une représentation de la zone non saturée (notamment l’évolution de la pression sur la verticale par rapport à la pression atmosphérique en surface (101,35 kPa) qui permettrait de bien représenter la hauteur d’ascension capillaire. N16EAU Temps = 10 j | PRESSION (kPa) de la PHASE1 EN J= 14

101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 101.33 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.57 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 105.97 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 203.83 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 301.69 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 399.55 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 497.41 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 595.27 0 56 112 168 224 280 336 392 448 504 560 Largeur <-- 80 --> m Longueur m

1 1 1 1 2 2 2 2 2 3 3 3 3 3 4 4 4 4 4 5 5 5 5 5 2 4 6 8 0 2 4 6 8 0 2 4 6 8 0 2 4 6 8 0 2 4 6 8 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Pression( kPa ) Figure III. 24 : représentation de la zone non saturée, sans écoulement

Pour la simulation N17OIL, l’injection de produit se fait dès le premier jour de simulation, ce qui est faux : le modèle a en effet besoin de modifier les pressions initiales qui sont souvent erronées. Pour y remédier, on injectera dorénavant au moins après 20 j de simulation sans injection. Pour les injections de polluants, nous avons vu dans la revue de la littérature sur le site de Néry-Saintines (Chapitre I) que le volume de produit estimé sous la carrière est de 21000 tonnes. Nous avons interprété cette quantité en m3 de polluant par jour et avons trouvé 3 7 m de PCE injecté par j pendant 5 ans. Nous avons donc injecté dans les puits C1 et C2 3 3 chacun 2,33 m /j, et dans le puits C3, un débit de 2,34 m /j sauf dans la simulation N27OIL où nous avons été limité en temps de calcul : nous avons injecté 17 tonnes de produits c'est-à-dire 7 m3/j pendant 4 ans au lieu de 5 ans. Avec l’aide des pseudo-puits d’UTCHEM, nous avons pu établir le modèle N20EAU avec Zone saturée et Zone non saturée qui nous représente l’écoulement (Figure III. 25).

270

620 600 580 560 540 Ecoulement 520 500 480 460 440 420 400 380 360 340 320 300 0 56 112 168 224 280 336 392 448 504 560

Largeur: <-- 80 --> m 80--> <-- Largeur: 280 Longueur m 260 240 220 200 180 NX = 28 NY = 8 NZ = 42 160 140 N20EAU Temps = 100 j PRESSION (kPa) de la PHASE 1 : Eau en J= 14 120 Pression (kPa ) Figure III. 25 : Représentation de l’écoulement avec le modèle N20EAU

III.C.2.b. Influence de la topographie du substratum

III.C.2.b.1. Dôme argileux sous la carrière Ce dôme argileux a été représenté en imposant des perméabilités de 10-5 mD aux mailles correspondant aux argiles. Il est stipulé en effet dans la documentation de UTCHEM que si une telle valeur est imposée comme perméabilité à une maille, à cette maille sera attribuée une porosité nulle et donc pas d’écoulement. Ces mailles à perméabilités très faibles se trouvent aux couches 6, 7 et 8 (du haut vers le bas).

271

Couche 6 (a) NX = 28 NY = 42 NZ = 8

5400 5200 5000 4800 4600 4400 4200 4000 3800 3600 0 --> m

4 3400 3200 3000 2800 2600 2400 2200 Largeur: <-- 8 <-- Largeur: 2000 1800 1600 1400 1200 1000 800 600 400 200

Perméabilité en (mD)

0 56 112 168 224 280 336 392 448 504 560 Longueur, m

272

Couche 7 (b) NX = 28 NY = 42 NZ = 8

5400 5200 5000 4800 4600 4400 4200 4000 3800 3600 3400 3200 3000 2800 2600 2400 2200 2000 1800 1600 Largeur: <-- 840 --> m --> 840 <-- Largeur: 1400 1200 1000 800 600 400 200

Peméabilité ( mD )

0 56 112 168 224 280 336 392 448 504 560 Longueur, m

273

(c) Couche 8 NX = 28 NY = 42 NZ = 8

5400 5200 5000 4800 4600 4400 4200 4000 3800 3600 3400 3200

: <-- : --> m 840 <-- 3000 r 2800

geu 2600 r 2400 La 2200 2000 1800 1600 1400 1200 1000 800 600 400 200 Permeabilité en ( mD )

0 56112168224280336392448504560 Longueur m Figure III. 26 : Cartographie du substratum argileux avec le dôme argileux juste sous la carrière – coupe aux couches 6 (a), 7 (b) et 8 (c) – la couleur rouge correspond aux sables du Cuisien tandis que la couleur blanche aux argiles du Sparnacien – les puits d’injection sont également présents sur les figures

Avec cette topographie du substratum, nous avons simulé une injection de polluant pendant 5 ans sachant que nous n’avons pas imposé d’écoulement au modèle (N19OIL).

S’il n’y a pas d’écoulement, le polluant s’étale sous le puits C1, forme une surface d’environ 4800 m2 dans la couche 8 du modèle (12 mailles de 400 m2) en supposant que la concentration minimale d’observation est 0,05 (concentration normalisée). Le produit

274

s’accumule juste sous le puits C1 puisque la Figure III. 26 (c) nous montre que la couche 8 sous les deux autres puits est argileuse.

0.46 0.44 0.42 C1 0.4 0.38 C2 0.36 C3 0.34 0.32 0.3 0.28 0.26 0.24 0.22 0.2 0.18 0.16

Largeur: <-- --> m 840 <-- Largeur: 0.14 0.12 0.1 0.08 0.06 0.04 0.02 0 Concentration normalisée

0 56 112 168 224 280 336 392 448 504 560 Longueur, m Temps = 3020 j Concentration totale en composant N° 2: huile dans la couche 8 Figure III. 27 : Extension du produit en fond de nappe à 3020 j Par ailleurs, le produit se stabilise en fond de nappe entre 1580j et 1930j, c'est-à-dire avant même la fin de l’injection de polluant.

275

0.46 0.44 0.42 0.4 0.38 0.36 0.34 0.32 0.3 0.28 0.26 0.24 <-- 840 --> m 0.22 0.2 0.18 0.16 Largeur: 0.14 0.12 0.1 0.08 0.06 0.04 0.02 0 Concentration normalisée

0 56112168224280336392448504560 Longueur m temps = 1580 j | concentration totale en composant NO. 2:huile dans la couche 8 Figure III. 28 : Taille du produit en fond de nappe à 1580 j de simulation, soit 1480 j après l’injection

III.C.2.b.2. Pente inverse Avec cette simulation, nous avons considéré un autre maillage : 40 m×40 m×5 m, avec les mêmes paramètres pour toutes les couches que pour le modèle décrit précédemment : la seule différence est que sur la verticale, nous avons divisé chaque couche en 2 pour avoir plus de

276

possibilité pour la pente inverse que nous avons crée. Avant nous avions 8 couches de 10 m et pour le nouveau modèle, nous avons 16 couches de 5 m. Une coupe des perméabilités est donnée sur la Figure III. 29 avec une exagération verticale.

5400 5200 5000 4800 Ecoulement 4600 Carrière, injection de PCE 4400 4200 4000 3800 3600 3400 3200 3000 2800 2600 2400 2200 2000 1800 1600 1400 1200 Profondeur : <-- 80 --> m : <-- 80 Profondeur 0 104 208 312 416 520 624 728 832 936 1040 1000 800 Longueur, m 600 400 200 modèle N27OIL, Coupe en J= 8 Perméabilité horizontale (mD ) Figure III. 29 : Pente inverse synthétique juste sous la carrière

Avec cette topographie, nous avons injecté 21000 tonnes de PCE, sachant que le modèle est fait avec une écoulement de gauche vers la droite sur la Figure III. 29. La majeure partie du PCE migre verticalement, et à la date finale de notre simulation, nous n’observons pas de déplacement dans le sens contraire de l’écoulement par effet de la pente inverse (Figure III. 30). Un temps de simulation plus long serait nécessaire pour connaitre pouvoir donner une réponse satisfaisante à notre question (est-ce que le solvant chloré lourd se déplace gravitairement en amont de l’écoulement par l’existence de pente inverse ?). Par ailleurs, une faible quantité dissoute se déplace vers l’aval de l’écoulement, on peut voir ce panache dissous avec les valeurs de concentrations calculées Figure III. 30.

277

Ecoulement 0.3

1.065E-012 6.894E-012 7.664E-011 2.605E-009 7.527E-005 0.1738 7.536E-005 3.594E-009 9.946E-010 5.645E-010 3.127E-010 1.669E-011 2.722E-012 1.53E-012 8.489E-013 4.57E-013 2.116E-013 2.601E-015 3.788E-016 7.626E-017 2.507E-017 8.465E-018 2.068E-018 2.583E-019 6.744E-022 1.619E-023 0.28 6.209E-010 3.308E-009 3.272E-008 3.401E-007 4.084E-005 0.1744 4.036E-005 9.169E-007 5.683E-007 3.753E-007 2.375E-007 2.584E-008 2.92E-009 1.814E-009 1.116E-009 6.69E-010 3.522E-010 5.231E-012 8.36E-013 1.883E-013 7.288E-014 2.836E-014 8.091E-015 1.235E-015 3.734E-018 7.65E-020 0.26 4.042E-008 1.555E-007 1.232E-006 1.055E-005 8.706E-005 0.1744 0.0001097 4.548E-005 3.448E-005 2.69E-005 2.097E-005 5.962E-006 4.364E-007 3.046E-007 2.121E-007 1.445E-007 8.843E-008 1.675E-009 2.946E-010 7.516E-011 3.505E-011 1.593E-011 5.377E-012 1.026E-012 3.792E-015 7.475E-017 3.803E-008 1.533E-007 1.228E-006 1.062E-005 9.072E-005 0.2672 0.0006098 0.0005735 0.0005724 0.0005721 0.0005656 0.0004761 2.574E-005 2.007E-005 1.596E-005 1.245E-005 8.955E-006 2.309E-007 4.444E-008 1.291E-008 7.36E-009 3.935E-009 1.581E-009 3.814E-010 1.77E-012 3.743E-014 0.24 3.669E-008 1.523E-007 1.226E-006 1.064E-005 9.224E-005 0.3034 0.0006099 0.0005782 0.0005787 0.0005788 0.000577 0.0005725 0.0005655 0.0005491 0.0005218 0.0004842 0.0004199 1.634E-005 3.422E-006 1.143E-006 8.115E-007 5.16E-007 2.486E-007 7.641E-008 4.442E-010 1.132E-011 3.313E-008 1.493E-007 1.216E-006 1.059E-005 9.212E-005 0.2655 0.0006083 0.0005802 0.0005813 0.0005818 0.0005803 0.0005758 0.0005681 0.0005515 0.0005239 0.0004862 0.0004348 0.0003851 0.0002188 8.804E-005 8.184E-005 6.443E-005 3.828E-005 1.514E-005 1.08E-007 3.81E-009 0.22 2.879E-008 1.45E-007 1.199E-006 1.048E-005 9.153E-005 0.1792 0.000605 0.0005823 0.0005842 0.0005852 0.000584 0.0005799 0.0005717 0.0005547 0.0005267 0.0004886 0.0004385 0.0003867 0.0002151 8.527E-005 8.677E-005 6.73E-005 3.94E-005 1.718E-005 5.097E-006 6.373E-007

2.637E-008 1.404E-007 1.173E-006 1.03E-005 9.039E-005 0.182 0.0006013 0.0005848 0.0005873 0.0005889 0.0005879 0.0005842 0.0005756 0.0005583 0.0005299 0.0004913 0.0004421 0.0003887 0.0002118 8.324E-005 8.889E-005 6.953E-005 4.045E-005 1.779E-005 5.133E-006 6.37E-007 0.2

2.483E-008 1.354E-007 1.139E-006 1.002E-005 8.851E-005 0.1848 0.0006001 0.0005876 0.0005905 0.0005926 0.0005918 0.0005884 0.0005797 0.000562 0.0005332 0.0004941 0.0004455 0.000391 0.0002094 8.168E-005 9.018E-005 7.117E-005 4.136E-005 1.829E-005 5.18E-006 6.368E-007

: <-- 80 --> m 0.18

r 2.369E-008 1.303E-007 1.098E-006 9.657E-006 8.553E-005 0.1876 0.0006055 0.000591 0.0005937 0.0005962 0.0005956 0.0005925 0.0005837 0.0005656 0.0005364 0.0004969 0.0004486 0.0003932 0.0002078 8.052E-005 9.099E-005 7.237E-005 4.21E-005 1.867E-005 5.227E-006 6.368E-007 2.271E-008 1.249E-007 1.051E-006 9.19E-006 8.082E-005 0.001846 0.0006193 0.000595 0.0005969 0.0005995 0.0005991 0.0005962 0.0005874 0.0005689 0.0005393 0.0004994 0.0004512 0.0003952 0.0002069 7.972E-005 9.15E-005 7.321E-005 4.267E-005 1.896E-005 5.267E-006 6.372E-007 0.16 2.181E-008 1.196E-007 1.002E-006 8.637E-006 7.305E-005 0.000609 0.0006087 0.0005985 0.0005997 0.0006025 0.0006022 0.0005993 0.0005905 0.0005717 0.0005417 0.0005014 0.0004532 0.0003968 0.0002065 7.924E-005 9.183E-005 7.378E-005 4.306E-005 1.915E-005 5.297E-006 6.375E-007 2.095E-008 1.144E-007 9.547E-007 8.09E-006 6.606E-005 0.000491 0.0006023 0.0006001 0.0006017 0.0006045 0.0006042 0.0006014 0.0005925 0.0005736 0.0005433 0.0005028 0.0004545 0.000398 0.0002064 7.905E-005 9.205E-005 7.409E-005 4.326E-005 1.925E-005 5.313E-006 6.377E-007 0.14 2.014E-008 1.094E-007 9.146E-007 7.618E-006 6.145E-005 0.0003559 4.225E-006 4.372E-006 4.245E-006 3.933E-006 3.537E-006 3.115E-006 2.691E-006 2.281E-006 1.897E-006 1.547E-006 1.238E-006 9.779E-007 4.354E-007 1.414E-007 1.389E-007 9.485E-008 4.587E-008 1.645E-008 3.411E-009 3.3E-010

1.941E-008 1.044E-007 8.866E-007 6.964E-006 6.151E-005 4.007E-005 1.55E-008 1.624E-008 1.53E-008 1.334E-008 1.111E-008 8.992E-009 7.114E-009 5.51E-009 4.178E-009 3.103E-009 2.263E-009 1.631E-009 6.508E-010 1.872E-010 1.584E-010 9.368E-011 3.874E-011 1.143E-011 1.827E-012 1.545E-013 0.12 ofondeu 1.883E-008 9.545E-008 8.855E-007 6.959E-006 3.27E-007 7.68E-009 4.012E-011 4.216E-011 3.861E-011 3.193E-011 2.492E-011 1.88E-011 1.381E-011 9.902E-012 6.933E-012 4.747E-012 3.19E-012 2.116E-012 7.712E-013 2.002E-013 1.477E-013 7.68E-014 2.759E-014 6.778E-015 8.601E-016 6.698E-017 r 0.1 P 0 104 208 312 416 520 624 728 832 936 1040 0.08 Longueur, m 0.06 0.04 N27OIL Temps = 3020 DAYS | Concentration totale en composant n°2 : huile en J= 8 0.02

Concentration normalisée Figure III. 30 : Panache de polluant formé avec le modèle à pente inverse synthétique

278

III.C.2.c. Influence de l’écoulement

Nous avons simulé l’injection de produit avec écoulement mais avec un substratum horizontal (N22OIL). Dans ce cas, l’extension du panache en fond de nappe est de 10800 m2 (27 mailles de 400 m2) (Figure III. 31), par contre le produit ne semble pas encore stabilisé et est entrainé par l’écoulement, quand on compare la forme de l’étalement en fond de nappe à 1500 j (Figure III. 32 a) et à 1850 j (Figure III. 32 b).

N22OIL

0.28

0.26

0.24

0.22

0.2

0.18

0.16

0.14

0.12

0.1 Largeur: --> m Largeur: <-- 840 0.08

0.06

0.04

0.02

Concentration normalisée

0 56 112 168 224 280 336 392 448 504 560 Longueur, m Temps = 1850 j | concentration totale en composant. n°. 2:oil dans la couche 8 Figure III. 31 : Extension du produit dans le cas où la topographie du substratum est horizontale et qu’on impose un écoulement au modèle

279

0.27 0.26 0.25 0.24 0.23 0.22 0.21 Ecoulement 0.2 (a) 0.19 0.18 0.17 0.16 0.15 0.14 0.13 0.12 0.11 0 56 112 168 224 280 336 392 448 504 560 0.1 0.09

Profondeur: <-- 80 --> m Longueur m 0.08 0.07 0.06 N22OIL Temps = 1500 j | concentration totale en composant. N°.2:huile en J= 11 0.05 0.04 0.03 0.02 0.01 Concentration normalisée 0.27 0.26 0.25 0.24 0.23 Ecoulement 0.22 0.21 0.2 0.19 (b) 0.18 0.17 0.16 0.15 0.14 0.13 0.12 0.11 0 56 112 168 224 280 336 392 448 504 560 0.1 0.09 Profondeur <-- 80 --> m <-- Profondeur Longueur, m 0.08 0.07 0.06 N22OIL Temps = 1850 j | concentration totale en composant N°.2:huile en J= 11 0.05 0.04 0.03 0.02 0.01 Concentration normalisée Figure III. 32 : Comparaison de l’entrainement du produit par l’écoulement en fond de nappe quand topographie du substratum est horizontale aux temps 1500 et 1850 j – le produit n’est pas stabilisé

Nous avons vu ci-dessus (Figure III. 27 et Figure III. 28 (simulation N19OIL)) que quand topographie du substratum est horizontale et qu’il n’y a pas d’écoulement, le produit stagne en fond de nappe, particulièrement juste sous le puits d’injection C1. La simulation N21OIL

280

prend en compte à la fois le substratum avec un dôme argileux sous la carrière et l’écoulement. Le produit n’est pas stabilisé au bout de 3020j à cause de l’écoulement, celui-ci comme pour la simulation N19OIL suit un chemin préférentiel selon la topographie du substratum (sous le puits C1).

0.25 0.24 0.23 0.22 0.21 0.2 0.19 0.18 0.17 0.16 0.15 0.14 0.13 0.12 0.11 0.1 0.09

Largeur <-- 840 --> m --> <-- 840 Largeur 0.08 0.07 0.06 0.05 0.04 0.03 0.02 0.01

Concentration normalisée

0 56 112 168 224 280 336 392 448 504 560 Longueur, m Temps = 2020 DAYS Concentration totale en composant N°. 2:oil dans la couche 8 Figure III. 33 : Extension du produit en fond de nappe 1920j après le début d’injection et 90j après l’arrêt des injections

281

0.18 0.17 0.16 0.15 0.14 0.13 0.12 0.11 0.1 0.09 0.08 0.07

Largeur: <-- 840 --> m --> 840 <-- Largeur: 0.06 0.05 0.04 0.03 0.02 0.01

Concentration normalisée

0 56 112 168 224 280 336 392 448 504 560 Longueur m Temps = 3020 j | Concentration totale en composant N°. 2:oil dans la couche 8 Figure III. 34 : Extension du produit en fond de nappe à 2920j après le d ébut des injections et à 1090j après l’arrêt des injections

III.C.2.d. Influence de la tension superficielle entre l’eau et le PCE

Pour cette étude nous avons choisi quatre valeurs du log10 de la tension superficielle entre l’eau et l’huile. Trois sont conformes à ce que l’on retrouve dans la littérature, à savoir : 0,68 ; 1 ;1,68. La quatrième valeur est une valeur test que nous nous sommes donnée sans signification physique puisqu’il correspond à une tension superficielle de 100 [mN/m]. Nous avons montré qu’il n’y a pas d’influence significative de ces variations de la tension superficielle sur la pénétration du PCE dans la zone saturé. Ceci est probablement dû à l’importance de la force gravitaire par rapport aux forces capillaires (ce rapport est modélisé

282

kg (ρ − ρ ) dans UTCHEM par le nombre de Bond ( N = ll' ). Par contre si le polluant injecté Bl σ ll' était de densité plus faible, légèrement supérieure à 1, il aurait été très probable d’avoir un étalement du produit sur la surface libre de la nappe avant pénétration dans la zone saturée. Les quatre valeurs de log10 de la tension superficielle entre l’eau et le PCE que nous avons pris présentent la même coupe de descente du produit au moment où on s’attendrait à un étalement du produit à la surface de la nappe aquifère (vers 500 j) (Figure III. 35).

0.26 0.25 0.24 0.23 0.22 0.21 0.2 Ecoulement 0.19 0.18 0.17 0.16 0.15 0.14 0.13 0.12 0.11 0.1 0 56 112 168 224 280 336 392 448 504 560 0.09

Profondeur: <-- 80 --> m Longueur, m 0.08 0.07 0.06 N24OIL Temps= 500 j |Concentration totale en composant N°.2:oil en J=11 0.05 0.04 0.03 0.02 0.01

Concentration normalisée

Figure III. 35 : Forme de la descente du produit dans la zone saturée pour des log10 des tensions superficielles différents (0,68 ;1 ;1 ,68 et 2)

III.C.2.e. Formation de la zone source Quelle que soit la simulation que nous avons effectuée, nous observons la formation d’une colonne de polluant probablement à saturations résiduelles juste sous les trois puits d’injection. Ces colonnes sont lessivés par l’eau d’écoulement et crée un panache de polluant dissous en aval de l’écoulement. Cette zone source est bien évidemment influencée par l’écoulement, comme le montre les Figure III. 36 et Figure III. 37. La répartition en fond de nappe du produit semble dépendre et de la morphologie du substratum et de l’écoulement tandis que la dimension de la zone d’imprégnation est différente : elle est plus grande dans le cas avec écoulement (Figure III. 36 et Figure III. 37).

283

0.46 0.44 0.42 0.4 0.38 0.36 0.34 0.32 0.3 0.28 0.26 0.24 0.22 0.2 0.18 0 56 112 168 224 280 336 392 448 504 560 0.16

Profondeur: <-- 80 --> m Longueur, m 0.14 0.12 N19OIL Temps = 3020 j 0.1 Concentration totale en composant N°.2: huile en J= 11 0.08 0.06 0.04 0.02 0 Concentration normalisée Figure III. 36 : La zone d’imprégnation dans le cas sans écoulement

0.18 0.17 0.16 Ecoulement 0.15 0.14 0.13 0.12 0.11 0.1 0.09 0.08 0.07 0 56 112 168 224 280 336 392 448 504 560 0.06 Profondeur80 --> <-- m Longueur, m 0.05 0.04 N21OIL Temps = 3020 j 0.03 Concentration totale en composant N°.2: huile en J= 11 0.02 0.01

Concentration normalisée Figure III. 37 : La zone d’imprégnation dans le cas avec écoulement

III.C.2.f. Conclusion sur la modélisation multiphasique avec UTCHEM UTCHEM permet de faire une modélisation multiphasique en considérant à la fois la formation de la zone d’imprégnation dans la zone non saturée mais également dans la zone saturée. Nous avons tout d’abord établi un équilibre de pression dans tout le modèle (zone non

284

saturée et zone saturée). Nous avons étudié l’influence de la topographie du substratum argileux, d’abord pour une topographie qui présenterait un dôme argileux sous la carrière et ensuite pour un pendage inverse à l’écoulement souterrain. Le polluant injecté est supposé être le tétrachloéthylène avec une quanité de 21000 tonnes qui a été infiltré pendant 5 ans. Avec la topographie en dôme argileux, le produit s’étale en fonds de nappe seulement sous le puits d’injection qui est le plus au SO. L’étalement se fait sur une surface de 4800 m2, par ailleurs, le produit se stabilise entre 1580 et 1930 j après les premières injections. Comme l’injection est arrêtée au bout de 1825 j après les premières injections, nous constatons que la pollution se stabilise avant même la fin des injections. Par ailleurs, ces résultats diffèrent quand nous prenons en compte l’écoulement, l’extension du panache serait plutôt de 4000 m2 à peu près. Le produit est entrainé par l’écoulement et n’est pas stabilisé au bout de 1920 j après le début des injections. Nous avons montré que pour les valeurs de la tension superficielle entre le solvant chloré et l’eau que nous rencontrons dans la littérature, n’influence pas la migration verticale du produit dense. Notre modélisation a également permis de constater la formation de la zone d’imprégnation sur quelques mailles du modèle, dans la zone non saturée et dans zone saturée.

285

CONCLUSION GENERALE Une revue de la littérature sur le site de Néry-Saintines nous a permis de connaitre plusieurs renseignements essentiels. La géologie de Néry-Saintines est formée successivement au niveau du plateau par les calcaires du Lutécien, les sables du Cuisien et le substratum argileux. Dans la vallée alluviale, nous sommes en présence des alluvions tourbeuses et des alluvions sableuses surmontant les sables du Cuisien et le substratum argileux. En ce qui concerne la carrière, la partie SO de celle-ci a été le lieu de déversement des produits chimiques toxiques. Les produits dissous transitent dans la nappe de sable du Cuisien avec un flux estimé à 10 tonnes/an. La quantité enfouie dans la carrière quant à elle est estimée à 21000 tonnes. Après constatation de la pollution dans la vallée alluviale, plusieurs actions de remédiation ont été entreprises dont l’installation d’une tranchée drainante. Il est actuellement prévu la mise en place dans la vallée d’un réseau de drains superficiels enterrés pour baisser d’au moins 1 m le niveau de la nappe et stopper les émanations gazeuses dans l’atmosphère. Plusieurs campagnes d’analyses de polluants ont été effectuées sur l’ordre de l’ADEME et permettent de suivre l’évolution temporelle mais également spatiale de la pollution dissoute. Pour compléter ces informations tirées de la bibliographie du site, nous avons effectué plusieurs mesures de quelques paramètres physico-chimiques dont l’alcalinité, le potentiel redox, les anions et les cations majeurs dont les chlorures, l’oxygène dissous et le fer dissous. Ce sont des paramètres essentiels à la compréhension des conditions d’oxydoréduction présentes sur le site et donc conditionnerait le schéma de dégradation des polluants. Il a été mis en évidence que dans la zone alluviale, les zones anoxiques se superposent à la fois avec les zones à potentiels redox négatifs mais aussi aux zones à concentrations élevées en fer dissous et en chlorures. Ces mesures témoignent des conditions d’oxydoréduction très réductrices qui existent dans la vallée alluviale du côté rive gauche de l’Automne où nous avons effectué nos mesures.

Pour la Géophysique appliquée à l’étude des sites pollués aux hydrocarbures, nous avons considéré cinq paramètres géophysiques que nous avons estimés utiles. Ce sont la résistivité électrique simple ou complexe, la chargeabilité, la permittivité électrique, le potentiel spontané et les vitesses acoustiques. Ces paramètres peuvent être utilisés pour indiquer la présence d’hydrocarbures dissous et donc la présence des solvants chlorés dissous. Les éléments dissous accroissent fortement la conductivité électrique de la phase aqueuse et atténue ainsi les ondes radars ce qui permettrait de localiser le panache de solvants chlorés dissous là où on observe des « zones d’ombres ». Comme les activités bactériennes peuvent intensifier les phénomènes de

286

surface avec les biofilms, en particulier pour la biomasse attachée à la matrice solide, la chargeabilité du milieu peut augmenter et provoquer des anomalies de polarisation provoquée (anomalies de phase ou de partie imaginaire de la résistivité électrique complexe). Pour le potentiel spontané, il est lié aux conditions d’oxydoréduction du milieu et peut être indicateur d’échanges d’électrons en quantité non négligeable. Quant à la vitesse des ondes acoustiques P, celle-ci croit avec la quantité d’hydrocarbure lourd mais décroit avec celle des hydrocarbures légers en milieu saturé. En milieu non saturé, la vitesse des ondes P décroit quand il y a plus d’hydrocarbure. Parmi les techniques utilisant ces différents paramètres géophysiques, certaines n’ont pas donné les résultats escomptés : la polarisation spontanée a été perturbée par les bruits électromagnétiques générés entre autre par la présence du chemin de fer et par l’activité racinaire des arbres. De même, l’onde radar que l’on espérait être atténuée seulement là où les solvants chlorés dissous étaient présents se trouve être atténuée partout sur la zone d’émergence du site (zone alluviale), toutes les résistivités y sont en effet inférieure à 40 Ωm. Les méthodes sismiques n’ont pu être utilisées pour des raisons d’accessibilité au site. Par contre, les panneaux électriques nous ont permis d’observer le panache de polluant dans les premiers dix mètres de profondeur, ainsi qu’au pied du coteau, alimentant les émergences. Ce panache aurait plus 150 m de largeur et le centre se trouverait en profondeur aux environs de la plateforme de stabilisation. Ces panneaux électriques nous ont également permis de confirmer la succession géologique sur notre site. L’EM31 associé au TDEM (technique électromagnétique plus sensible aux conducteurs que les méthodes électriques) nous ont permis de localiser le panache de polluant dont le centre se trouverait sous la plate-forme de stabilisation, ce panache s’étendrait sur une distance de 150 m en moyenne avec un petit étalement sur les côtés et serait localisé à une quinzaine de mètres de profondeur. Les panaches donnés par les panneaux électriques et les méthodes électromagnétiques coïncident globalement. Avec les sept échantillons prélevés sur la zone d’émergence de Néry-Saintines (zone alluviale en rive gauche de l’Automne), sur lesquels nous avons effectué des mesures de polarisation provoquée spectrale, deux ne présentent pas du tout d’anomalie PP (les prélèvements 5 et 7). A ces deux points, nous avons conclu qu’il n’y avait pas d’activité bactérienne pouvant faciliter la dégradation des solvants chlorés. Les cinq autres prélèvements présentent par contre des anomalies systématiques de phase, de partie imaginaire de la résistivité complexe et également de la chargeabilité. Nous avons interprété que sur ces points (prélèvements 1, 2, 3, 4, 6) il y avait une activité microbiologique significative. L’intensité de cette activité bactérienne n’est cependant pas la même. La hiérarchie du point ayant l’activité bactérienne la plus intense vers le point présentant le moins d’intensité est la suivante

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Prélèvements 4>Prélèvement 6>Prélèvement 2>Prélèvement 3>Prélèvement 1. Pour la modélisation hydrogéologique, la principale différence entre PMWIN Pro et UTCHEM est que la première considère que les polluants sont dissous dans la phase aqueuse (monophasique). UTCHEM quant à lui considère plusieurs phases distinctes qui sont l’eau, l’huile et le gaz pour notre cas (une quatrième phase est considérée quand on utilise les produits tensio-actifs). Les deux logiciels permettent de modéliser l’écoulement souterrain, le transport par advection et par dispersion hydrodynamique. Plusieurs modèles d’adsorption existent dans les deux programmes informatiques. Pour la dégradation des polluants, PMWIN Pro et UTCHEM permettent tout les deux d’utiliser la cinétique de Monod qui prend en compte des accepteurs d’électrons, du substrat mais également de la biomasse. Cette biomasse peut être modélisée par MT3D99, RT3D v2.5 et UTCHEM en tant qu’existant dans la phase aqueuse mais également attachée sur la matrice solide. Un des avantages d’UTCHEM par rapport aux modules de PMWIN Pro, c’est la possibilité de considérer un nombre illimité de substrat et d’accepteurs d’électrons contrairement aux versions des modules de PMWIN Pro que nous avons utilisé. De plus, la croissance bactérienne dans UTCHEM peut être limitée et la biodégradation est séquentielle par l’existence d’une constante d’inhibition quand une compétition entre substrats et accepteurs d’électrons existe. UTCHEM permet également de modéliser la dégradation cométabolique du trichloroéthylène, la dissolution de la phase huile avec un coefficient de transfert de masse variant avec la saturation et la vitesse d’écoulement, le transfert de masse entre la biomasse (attachée ou non) et la phase aqueuse, les variations de porosité et de perméabilités relatives au cours du développement du biofilm. PMWIN Pro ne permet pas de modéliser la zone non saturée contrairement à UTCHEM qui utilise des modèles de pression capillaire bien définis. Pour vérifier la validité des solutions numériques proposés par PMWIN pro et UTCHEM, nous avons implémenté une solution analytique 2D de l’équation de la dispersion. Après comparaisons des courbes de représentation de chaque option pour une injection continue d’un élément conservatif, nous avons constaté que : - Les options « Method Of Characteristics (MOC)» et « Hybrid MOC » sont très sensibles pour les transports de solutés à convection dominant et n’ont pu donner des résultats satisfaisants pendant la comparaison avec la solution analytique et entre modèles numériques. - Les modèles « Modified Method Of Characteristics » MMOC, bien que présentant des oscillations représentent plus ou moins bien l’évolution de la concentration.

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- Les trois modèles de UTCHEM présentent des résultats proches de la solution analytique, toutefois, l’approche « Improved Total Variation Diminishing (ITVD) » 3rd order est plus précise par rapport aux deux autres. - Les modèles les plus précis sont « Total Variation Diminishing (TVD) » 3rd order de PMWIN Pro ainsi que l’option ITVD 3rd order d’UTCHEM. - Le fait de considérer une dispersivité longitudinale qui est le dixième de la taille du modèle dans la direction d’écoulement et une dispersivité transversale qui est le dixième de la dispersivité longitudinale réduit les dispersions numériques. - ITVD 3rd order d’UTCHEM donne des résultats encore plus précis que TVD 3rd order de PMWIN Pro. Par ailleurs, il est toujours préférable d’opter pour une discrétisation la plus fine du domaine. Néanmoins, la méthode numérique ITVD 3rd order de UTCHEM compense une partie de la dispersion numérique créee si on utilise des maillages carrées de 40 m×40 m au lieu de 10 m×10 m dans les directions horizontales X et Y. Comme principale hypothèse pour la modélisation hydrogéologique, nous avons considéré que la majeure partie du polluant injecté dans la carrière était du tétrachloroéthylène. D’après l’état de connaissance sur le site, nous avons modélisé d’abord avec MT3D99 l’injection de polluant par l’intermédiaire de trois puits d’injection se trouvant au SO de la carrière. Cet emplacement des puits d’injections nous donne une forme acceptable du panache de polluant : le centre du panache ainsi que son extension coïncide globalement avec ce que nous avons déterminé avec les mesures géophysiques. A cause d’une trop grande dispersion des polluants notamment en amont de la carrière, nous avons ramené les valeurs de dispersivités longitudinale et transversale respectivement à 10 et 5 m, ces valeurs étaient initialement prises égales respectivement à 100 m et à 10 m. Nous avons également ramené la porosité des sables du Cuisien à 30 % au lieu de la valeur prise initialement égale à 15 %, à cause de l’arrivée des polluants dans la zone alluviale une quinzaine d’années trop tôt. Pour le passage de MT3D99, qui ne prend pas en compte les chlorures, à RT3D v2.5, nous avons montré que la considération d’une isotherme d’adsorption linéaire donnait pratiquement les mêmes résultats que la prise en compte d’une cinétique d’adsorption du 1er ordre. Nous avons constaté que les modélisations sur MT3D99 et celle sur RT3D v2.5 donnent des résultats comparables mais pas tout à fait les mêmes pour l’évolution des concentrations en solvants chlorés. Nous avons estimé les cinétiques de dégradation du 1er ordre en calant d’abord celui du PCE puis celui du TCE, du 1-1-DCE, du CV, de l’éthène et enfin celui du chlorure. Le modèle calé nous renseigne que tout le PCE injecté est totalement dégradé, de même que ses produits fils. Toutefois, les analyses de polluants récents nous

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renseignent que la dégradation du 1-1-DCE en CV n’est pas régie par une dégradation du premier ordre et donc nécessite une modélisation prenant en compte une cinétique de Monod avec utilisation séquentielle d’accepteurs d’électrons. Cette observation ne pourrait être expliquée seulement par la remise en cause de notre hypothèse de départ (la majeure partie du polluant est constituée de PCE), nous l’interprétons comme un possible changement des conditions redox sur le site à partir de l’année 2000. Nous avons utilisé le modèle calé avec une cinétique du 1er ordre pour simuler les drains horizontaux qui vont être installés prochainement sur le site de Néry-Saintines pour réduire les émanations de produits toxiques. Nous avons constaté que la présence des drains diminue les concentrations en solvant chloré en certains endroits mais les augmente en d’autres. Nous avons expliqué la situation par des changements apportés par la présence des drains et qui amènent en certains endroits, par accélération de l’écoulement, différentes quantités de solvants chlorés. UTCHEM permet de faire une modélisation multiphasique en considérant à la fois la formation de la zone d’imprégnation dans la zone non saturée mais également dans la zone saturée. Nous avons étudié l’influence de la topographie du substratum argileux, d’abord pour une topographie qui présenterait un dôme argileux sous la carrière et ensuite pour un pendage inverse à l’écoulement souterrain. Le polluant injecté est supposé être le tétrachloroéthylène avec une quantité de 21000 tonnes qui a été infiltrée pendant 5 ans. Avec la topographie en dôme argileux, le produit s’étale en fonds de nappe seulement sous le puits d’injection qui est le plus au SO puisque la topographie du substratum impliquerait un chemin préférentiel dans le déplacement gravitaire du solvant chloré. L’étalement se fait sur une surface de 4800 m2, par ailleurs, le produit se stabilise entre 1580 et 1930 j après les premières injections. Comme l’injection est arrêtée au bout de 1825 j après les premières injections, nous constatons que la pollution se stabilise avant même la fin des injections. D’autre part, ces résultats diffèrent quand nous prenons en compte l’écoulement, l’extension du panache serait plutôt de 4000 m2 à peu près. Le produit est entrainé par l’écoulement et n’est pas stabilisé au bout de 1920 j après le début des injections. Nous avons montré que le choix des valeurs de tension superficielle entre le solvant chloré et l’eau qui sont habituellement utilisés dans la littérature, n’influence pas la migration verticale du produit dense. Notre modélisation a également permis de constater la formation de la zone d’imprégnation sur quelques mailles du modèle, dans la zone non saturée et dans la zone saturée. L’extension latérale de cette zone source est cependant très dépendante des positionnements des puits d’injections de polluants.

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ANNEXE 1 LES METHODES DE RESOLUTIONS NUMERIQUES UTILISEES Soit l’équation de la dispersion simplifiée suivante : ∂∂CC ∂2 C +−vD =0 avec x ∈ [a,b] et t ∈ [0,T], variant uniformément dans l’espace et ∂∂txL ∂ x2 dans le temps respectivement, soient :

m xi =+Δaix et tm=×Δt C est la concentration v la vitesse de pore

DL le coefficient de dispersion Nous définissons le nombre de courant et le nombre de Peclet, respectivement : vtΔ vxΔ Cr = et Pe = Δx DL

A.1.a. Upwind Finite Difference Central-in-space Un schéma en différence finie explicite centré dans l’espace s’écrit : CCmm+1 −− CC mm C m −+2 CC mm ii+−vD ii+−11 i + 1 ii − 1=0 (1) ΔΔtx2 L ∂ x2 Ce schéma doit respecter Pe ≤ 2 pour qu’il n’y ait pas des oscillations numériques. La vtΔ condition de CFL (Courant-Friederich-Lewy) qui s’exprime par Cr = <1 Δx

A.1.b. Upwind Finite Difference Upstream Cette méthode discrétise l’équation de la dispersion en utilisant la méthode des différences finies sur un côté dans la direction amont pour approximer la partie advective de l’équation de la dispersion : CCmm+1 −− CC mm C m −+2 CC mm ii+−vD ii−+11 i ii − 1=0 (2) ΔΔtx2 L ∂ x2 Avec cette approximation, les oscillations numériques de l’équation (1) sont éliminées.

A.1.c. Method of Characteristics (MOC) (Garder et al., 1964) Ces méthodes dites lagrangiennes diffèrent des méthodes appelées eulériennes, par le fait qu’elles discrétisent le temps suivant, ce qu’on appelle, les Caractéristiques. C'est-à-dire que le domaine de transport est assimilé à un système de coordonnées lagrangienne qui se déplace

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avec la vitesse du fluide. Les méthodes eulériennes quant à elles, discrétisent le temps d’une manière uniforme, tmm = ×Δt comme mentionné ci-dessus. Pour un écoulement miscible, l’équation de la dispersion sous la forme eulérienne pourrait s’écrire : ∂C − φ +∇.(vC ) −∇ .() D ( v ) ∇ C = C q (3) ∂t avec C la concentration normalisée v la vitesse de Darcy q le terme source/puits

− C la concentration assignée à la source ou celle résidente au puits Soit la dérivée par rapport au temps le long d’une caractéristique de l’équation de la dispersion : DC∂ C v =+∇C Dt∂ t φ L’équation de la dispersion s’écrit donc sous la forme lagrangienne de la façon suivante : DC − φ −∇.()DC ∇ = Cq (4) Dt Nous remarquons que la partie advective de l’équation de cette équation de la dispersion n’apparait plus.

A.1.d. Modified Method of Characteristics (MMOC) (Russell et Wheeler, 1983) En utilisant la forme lagrangienne (4), et en regroupant les deux premiers termes du côté gauche de l’équation (3) de la manière suivante : DCxt(,mm++11 ) Cxt (, )− Cx (*,) tm φφ≈ ()x Dt Δt avec Δt xxvxt*(,)=− m+1 Δx nous obtenons le schéma employé pour le MMOC (Ewing et Wang, 2001) :

Cxt(,mm+1 )− Cx (*,) t − ∫∫∫φ()x w() x dx+∇ w (). x D ∇ C (, x tmm++11 ) dx = Cq (, x t ) w () x dx (5) ΩΩΔt Ω

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avec w(x) une fonction test standard centrée au nœud i et correspondant au schéma centré dans l’espace (1) Ω le domaine physique. Ce schéma suit l’écoulement suivant les Caractéristiques mais par l’arrière (backward tracking), sur une grille fixe d’un point x, au pas de temps tm+1 vers un point x* au temps tm.

Cette méthode évite donc les problèmes de distorsions des grilles que l’on rencontre pour les méthodes de Caractéristiques par l’avant (forward tracking). De plus, cette méthode donne une symétrie et stabilise les équations différentielles du transport en réduisant de manière importante l’erreur se rapportant au temps.

A.1.e. Hydrid Method of Characteristics (Neuman, 1984) Cette méthode utilise une combinaison de MOC et de MMOC. Près d’un front abrupt, un algorithme par l’avant (« forward tracking ») est utilisé pour déplacer un nuage de particules du temps tm à une nouvelle position de temps tm+1 (MOC), ensuite, un schéma implicite est utilisé pour traiter la diffusion au temps tm+1. Loin des fronts abrupts, l’algorithme par l’arrière (« bacward tracking ») est utilisé (MMOC) et se termine par un point à la position x au temps tm+1.

A.1.f. Total Variation Diminishing (TVD) 3rd order Comme les méthodes « upwind » à ordre inférieur souffrent de diffusions artificielles excessives, les méthodes du 3ème ordre ont été introduites par (Leonard, 1979 cité par Liu et al., 1994). Mais pour les processus à dominante advective, la nature hyperbolique des équations produit des oscillations quand on utilise les schémas d’ordre élevés pour la discrétisation de la dérivée spatiale du 1er ordre des termes advectifs. Ces oscillations sont à la fois indésirables et produisent une instabilité numérique et donc des résultats qui sont physiquement irréalistes. Plus il y a des oscillations, plus on aura une variation totale des solutions numérique plus grande. Les méthodes TVD, introduit la première fois par (Harten, 1983 cité par Ewing et Wang, 2001), vise à réduire cette variation totale. Le premier moyen est de prendre une méthode d’ordre élevé et rajouter un terme de diffusion numérique. Cette diffusion numérique est seulement utile près des discontinuités et on voudrait qu’elle disparaisse suffisamment vite pour que le reste des solutions dans les parties continues demeure juste.

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A.1.g. ITVD with flux limiter and 2nd order in time En plus de la discrétisation du troisième ordre selon la méthode des differences finies des termes advectifs de l’équation de la dispersion, UTCHEM est associé à un critère selon la méthode TVD. En plus, ce modèle utilise une technique de correction de temps du 2nd ordre pour obtenir une précision temporelle et de conditions de stabilités vérifiées.

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GLOSSAIRE Biomasse : Masse totale de bactéries Cinétique de dégradation : c’est la vitesse de dégradation d’un composé. Nous distinguons principalement la cinétique du premier ordre, la cinétique d’ordre zéro et la cinétique de Monod. Cinétique de sorption : se dit d’une sorption qui se fait telle qu’il n’y a pas d’équilibre entre le soluté et la phase sorbé. La sorption se fait en effet à une vitesse moindre par rapport à la vitesse de l’écoulement souterrain. Cométabolisme : On dit qu’une biodégradation est cométabolique, quand elle est catalysée par une enzyme produite fortuitement par le microorganisme sans qu’il n’en retire aucun bénéfice. Conductivité électrique complexe : voir Résistivité électrique complexe. Demi-vie : la demi-vie d’un élement radioactif est le temps mis par celui-ci pour perdre la moitié de son activité radioactive. Fil de l’eau : c’est une expression utilisée en hydraulique agricole pour dire que l’écoulement dans les conduites se fait par différence de charge ou de manière gravitaire. Pour notre cas, la pente des drains nous donne une différence de charge qui permet l’évacuation de l’eau polluée sans pompage. Hydromorphie : engorgement temporaire des horizons du sol par une nappe d'eau qui se charge après de fortes précipitations, et évolution pédologique qui en résulte. Isotherme de sorption à l’équilibre : se dit d’une sorption qui se fait telle qu’un équilibre est établit entre le soluté et la phase sorbée. Loess : Roche sédimentaire détritique meuble formée par l'accumulation de limons issus de l'érosion éolienne. Microémulsion : Phase à part entière dans UTCHEM et qui est le mélange entre eau et huile après l’action des produits tensio-actifs. rur k∇φ l' Nombre capillaire : c’est un nombre défini par N = , il définit le rapport entre les cl σ ll' forces visqueuses et les forces capillaires et permet de les comparer. kg (ρ − ρ ) Nombre de Bond : c’est un nombre défini par N = ll' , il définit le rapport entre Bl σ ll' la gravité et les force capillaires et permet de les comparer.

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vtΔ Nombre de Courant : c’est une nombre adimensionnel défini par Cr = , il est pris en Δx vtΔ compte dans la condition de CFL (Courant-Friederich-Lewy) exprimé par Cr =<1 qui Δx est un criètre de stabilité numérique. vxΔ Nombre de Peclet : c’est un nombre adimensionnel défini par Pe = , il est compare les DL effets convectifs et diffusifs et propose ainsi un critère de non-oscillations numériques Pe ≤ 2 . Petrex : c’est une méthode de télédéction de proche surface qui permet d’identifier et de collecter en une seule analyse une large gamme de vapeurs de contaminants chlorés, aliphatiqueset aromatiques, migrant de la nappe souterraine vers la surface. Rendzine : type de sol formé sur roche calcaire dont le profil comporte un horizon supérieur riche en humus calcique et un horizon inférieur souvent caillouteux; structure typiquement grumeleuse ou granulaire. Groupe de sols dont l'horizon de surface est brun ou noir et qui se sont formés sur des matériaux originels contenant plus de 40 % d'équivalent de carbonate de calcium. Résistivité complexe : c’est un mode de représentation de la résisitité électrique en une somme d’un composant réel lié à la conduction de courant et d’un composant imaginaire lié à la polarisation. La conductivité électrique et l’inverse de la résistivité électrique. Substrat : Substance utilisé par les bactéries pour leur métabolisme. Temps de concentration : temps le plus long mis par l’eau tombé en amont du bassin pour se retrouver à l’exutoire. Tensio-actifs : appelés « surfactants » en anglais, ils réduisent la tension superficielle entre l’eau et le produit pétrolier. Son utilisation permet de récupérer des quantités d’hydrocarbures dans les SEAR (Surfactant Enhanced Aquifer Remediation). Rû : Petit ruisseau. Zone d’imprégnation ou zone source : zone de passage de la pollution infiltrée, à saturation résiduelle en solvant chloré pour notre cas et qui est lessivée à la fois par l’eau d’infiltration mais également par l’écoulement et qui forme un panache de polluant dissous en aval de l’écoulement. Zone d’ombre : c’est la zone où on observe une atténuation de l’onde radar sur un profil GPR. Pour notre cas, elle correspondrait à la présence de solvant chloré dissous.

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