Les sdiments de l'assainissement pluvial routier et urbain ...

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  • Les sdiments de l'assainissementpluvial routier et urbain :

    caractrisation, risques pour l'environnement,traitement et valorisation

    Sous la direction de Vronique Ruban

    Septembre 2009

    Laboratoire central des ponts et chausses58, boulevard Lefebvre, F 75732 Paris Cedex 15

  • Conformment la note du 04/07/2014 de la direction gnrale de l'Ifsttar prcisant la politique dediffusion des ouvrages parus dans les collections dites par l'Institut, la reproduction de cet ouvrage estautorise selon les termes de la licence CC BY-NC-ND. Cette licence autorise la redistribution noncommerciale de copies identiques loriginal. Dans ce cadre, cet ouvrage peut tre copi, distribu etcommuniqu par tous moyens et sous tous formats.

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  • Vronique RubanSection Caractrisation et transfert des polluantsDivision Eau et EnvironnementLaboratoire Central des Ponts et Chausses

    Avec le concours de :Andr Ambls (universit de Poitiers)Batrice Bchet (LCPC),Jean-Philippe Bedell (ENTPE),Philippe Branchu (LROP),Bernard Clment (ENTPE),Blandine Clozel (BRGM), Pierre Conil (BRGM),Agathe Denot (LR Lyon), Laurent Eisenlohr (LR Lyon), Claude Geffroy (universit de Poitiers), Ccile Le Guern (BRGM),Cline Hbrard (LR Lille), Franois Ptavy (EME),Jean-Yves Viau (Saint-Dizier Environnement)

    Ce rapport est issu d'une tude pluriannuelle sur la caractrisation et gestion des rsidus del'assainissement pluvial routier et urbain (opration de recherche 11M063) coordonne par le LCPC.

    Ce travail a bnfici du soutien financier de l'Agence de l'Eau Seine Normandie.

    Pour commander cet ouvrage :Laboratoire central des ponts et chaussesDISTC - Section Diffusion58, boulevard Lefebvre, F 75732 Paris cedex 15Tlphone : 01 40 43 50 20 - Tlcopie : 01 40 43 54 95Ou serveur Internet LCPC : www.lcpc.fr

    Prix : 35 Euros HT

    Ce document est proprit du Laboratoire central des ponts et chausses et ne peut tre reproduit, mme partiellement, sans l'autorisation de son Directeur gnral

    (ou de ses reprsentants autoriss)

    2009 - LCPC

    ISSN 1157-3988ISBN 978-2-7208-2554-7

    DOI/Crossref 10.3829/erlpc.eg23-fr

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    LES SEDIMENTS DE LASSAINISSEMENT PLUVIAL ROUTIER ET

    URBAIN : CARACTERISATION, RISQUES POUR LENVIRONNEMENT, TRAITEMENT ET VALORISATION.

    SOMMAIRE

    INTRODUCTION GENERALE ............................................................................................ 6 PREMIERE PARTIE: ORIGINE ET CARACTERISATION DES RESIDUS 1. Introduction .......................................................................................................................... 9 2. Caractrisation isotopique du plomb et du zinc.............................................................. 10 3. Typologie des bassins et fosss .......................................................................................... 12

    3.1 Caractrisation chimique des fosss enherbs ............................................................... 13 3.2 Caractristiques des bassins ........................................................................................... 14

    4. Etude dtaille de quelques sdiments routier et urbains .............................................. 15 4.1 Description des sites....................................................................................................... 16 4.2 Caractrisation de la matire minrale ........................................................................... 20 4.3. Caractrisation de la matire organique ........................................................................ 24

    5. Etude des platinodes dans les sdiments de lassainissement routier........................... 36 5.1 Introduction .................................................................................................................... 36 5.2 Exprimentations............................................................................................................ 38 5.3 Conclusion...................................................................................................................... 45

    6. Conclusions gnrales ........................................................................................................ 45 7. Bibliographie....................................................................................................................... 46 DEUXIEME PARTIE: EVALUATION DU POTENTIEL DE RELARGAGE DES RESIDUS DE LASSAINISSEMENT PLUVIAL ROUTIER ET URBAIN (RAR) EN POLLUANTS METALLIQUES ET CARACTERISATION DES PHENOMENES DE TRANSFERT 1. Introduction ........................................................................................................................ 52 2. Point bibliographique ........................................................................................................ 52 3. Matriaux............................................................................................................................ 53

    3.1 Sdiment du bassin de Chevir (zone priurbaine - rgion nantaise) ...................... 53 3.2 Sdiment du bassin de Citron (site urbain rgion parisienne) ............................. 53 3.3 Sdiment du bassin de Lens G08 (site urbain rgion lilloise)............................... 53 3.4 Balayures de chausse de Sequedin (zone urbaine rgion lilloise) ....................... 54 3.5 Caractrisation physico-chimique et minralogique des matriaux......................... 54

    4. Protocolesexprimentaux 55 4.1 Objectif et choix des extractants .............................................................................. 55 4.2 Exprimentation en racteurs ferms ....................................................................... 56 4.3 Exprimentation en colonne..................................................................................... 56

    5.Rsultats et discussion sur les expriences en batch et en colonne.................................................................................................................................................. 60

    5.1 Extraction des mtaux trace et des lments majeurs en racteurs ferms .............. 60 5.2 Mobilisation des mtaux trace en colonne ............................................................... 64

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    6.Modlisation des phnomnes de libration des mtaux trace (BRGM).................................................................................................................................................. 68

    6.1 Prparation de la modlisation ................................................................................. 68 6.2 Simulation des concentrations moyennes en solution en lments majeurs et trace et amlioration de lassemblage gochimique de base ............................................................ 71 6.3 Conclusions sur le modle gochimique et la simulation des concentrations lquilibre ............................................................................................................................. 76

    7.Modlisation des transferts de polluants grande chelle.................................................................................................................................................. 77

    7.1 Variables environnementales et hydrogologiques.................................................. 77 7.2 Reprsentation des rsultats sous forme d'abaques .................................................. 78 7.3 Application de l'outil ................................................................................................ 78 7.4 Conclusions et perspectives ..................................................................................... 79

    8. Conclusion gnrale ........................................................................................................... 79 9. Rfrences bibliographiques ............................................................................................. 80 TROISIEME PARTIE: EVALUATION DES RISQUES ECOTOXICOLOGIQUES LIES A LA GESTION DES RESIDUS DASSAINISSEMENT ROUTIER ET URBAIN (RAR) 1. Introduction ........................................................................................................................ 84 2. Les rsidus dassainissement routier et la rglementation ............................................. 85 3. Etat des connaissances sur lcotoxicit des rsidus de lassainissement routier (RAR).................................................................................................................................................. 88

    3.1. Des matriaux contamins et potentiellement toxiques ................................................ 88 3.2. Rsultats publis sur lcotoxicit des RAR ................................................................. 90

    4. Contribution du programme lvaluation des risques pour les milieux aquatiques. 92 4.1. Approche en scnario adopte dans ce travail ............................................................. 92 4.2. Matriels et mthodes.................................................................................................... 93 4.3. Rsultats ........................................................................................................................ 98 4.4 Discussion et conclusion .............................................................................................. 104

    5. Evaluation des risques pour les plantes terrestres et rle des plantes dans le devenir des mtaux............................................................................................................................. 104

    5.1. Problmatique.............................................................................................................. 104 5.2. Expriences ralises................................................................................................... 105 5.3. Rsultats et discussion................................................................................................. 106 5.3 Rsultats discussion...................................................................................................... 106 5.4. Conclusion et perspectives .......................................................................................... 108

    6. Conclusions gnrales ...................................................................................................... 109 7. Bibliographie..................................................................................................................... 110 QUATRIEME PARTIE: TRAITEMENT ET VALORISATION DES SEDIMENTS 1. Traitement physique des sdiments Introduction...................................................... 115 2. Schma de traitement lchelle du laboratoire ........................................................... 116

    2.1 Principe gnral............................................................................................................ 116 2.2 Optimisation des paramtres de lattrition ................................................................... 120 2.3 Application du traitement au sdiment de Chevir ...................................................... 128

    3. Apports de la caractrisation .......................................................................................... 130

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    3.1 Principe......................................................................................................................... 130 3.2 caracterisation du sdiment de chevire......................................................................... 130 3.3 Application dautres sediments ................................................................................. 136 3.4 Conclusions sur les apports de la caractrisation ......................................................... 140

    4. Unit de traitement pilote ................................................................................................ 141 4.1 Principe du traitement .................................................................................................. 141 4.2 Traitement de diffrents sdiments .............................................................................. 142 4.3 Efficacit de ltape dattrition..................................................................................... 143 4.4 Caractrisations gotechniques .................................................................................... 144 4.5 Filires de valorisation ................................................................................................. 145 4.6 Conclusion sur le passage dans lunit pilote et les possibilits de valorisation.......... 145

    5. Traitement biologique...................................................................................................... 146 5.1 Principe du traitement .................................................................................................. 146 4.2 Un exemple dessai sur cases pilotes ........................................................................... 146

    5. Conclusion gnrale ......................................................................................................... 147 6. Bibliographie..................................................................................................................... 148 CONCLUSION GNRALE ............................................................................................. 150

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    INTRODUCTION GENERALE Laccroissement de limpermabilisation depuis plusieurs dcennies a fait de la matrise du ruissellement lune des priorits de lamnagement urbain et routier. En effet, les eaux pluviales peuvent dune part engendrer des dbits et volumes importants susceptibles de provoquer des inondations, et dautre part vhiculer des quantits leves de polluants organiques (hydrocarbures, pesticides) et inorganiques (mtaux lourds) (Chebbo, 1992 ; Gosse, 1997 ; Gromaire-Mertz, 1998). Pour grer les effluents provenant du ruissellement sur les surfaces amnages, des bassins de retenue des eaux pluviales sont frquemment mis en place depuis plusieurs dcennies (Nightingale, 1987 ; Yousef et al., 1990, 1994). En site routier et autoroutier, ils offrent une gestion quantitative et qualitative des eaux de ruissellement alors quen site urbain, ils compltent le systme dassainissement traditionnel (rseaux unitaires ou sparatifs et station de traitement) et assurent une protection des agglomrations contre les inondations. Ces bassins jouent un rle la fois sur les dbits (crtement des pics) et sur la qualit des effluents (sdimentation des matires en suspension) ; de plus, ils ont parfois aussi une vocation rcrative. Les sdiments qui saccumulent par dcantation au fond des bassins doivent tre curs pour maintenir ou restaurer le bon fonctionnement de ces ouvrages. Cependant, les matriaux collects lors de ces oprations dentretien peuvent tre contamins (mtaux lourds, hydrocarbures, pesticides) et prsentent un risque pour lenvironnement et la sant humaine. Plusieurs travaux (Petterson, 1999 ; Bckstrm, 2001 ; Frm, 2001 ; Durand, 2003) constituent une base de donnes intressante sur les degrs de pollution lis ces matriaux. Bien quune estimation des volumes soit difficile obtenir, les quantits dposes ou cures apparaissent trs importantes avec prs de 5 millions de tonnes de matire sche lchelle du territoire franais (Ruban et al., 2003). Par ailleurs, la croissance des villes et de leurs agglomrations a engendr une augmentation importante des volumes de produits de balayages issus du nettoyage des chausses. Ces produits prsentent, de par leurs origines, de fortes similitudes avec les sdiments issus des bassins routiers, et par consquent de fortes teneurs en polluants organiques et inorganiques. La quantit de ces rsidus est galement importante et a t estime en France et pour une anne courante 1 million de tonnes de matire sche (Kempf, 2001). Les communauts urbaines de Bordeaux et Nantes collectent respectivement chaque anne 18000 (Sermanson, 1998) et 13000 (Heudier, 2005) tonnes de rsidus issus du balayage de leurs voiries. Les volutions de la rglementation dans le domaine de leau et des dchets ont pouss les collectivits locales et les gestionnaires de bassins revoir leurs politiques environnementales face aux dchets issus de lassainissement pluvial. Compte tenu des volumes importants de matriaux, lenjeu environnemental et conomique est important. Il convient donc de revoir les modes dlimination jusquici largement utiliss (mise en dcharge, pandage) et de disposer de filires adaptes la gestion des sous produits de lassainissement pluvial. De plus, les solutions apportes devront respecter les contraintes conomiques du moment. Plusieurs tudes exprimentales ont t menes depuis les annes 1990 sur les matriaux de bassins de retenue, avec notamment des rsultats contradictoires sur la rpartition des

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    lments traces en fonction de la distribution granulomtrique. Colandini (1997), Lee et al. (1997) et Zanders (2005) notent une accumulation des polluants au sein des lments fins, alors que Durand (2003) et Durin (2006), lors de leurs travaux sur les sdiments du bassin dinfiltration de Chevir, observent une rpartition homogne des polluants en fonction des diffrentes classes granulomtriques. Durand (2003) a galement ralis une caractrisation fine des rsidus issus de lassainissement pluvial ; il a notamment propos une tude structurale de la matire organique ainsi quune valuation de la biodisponibilit des mtaux lourds en fonction de leurs affinits pour les diffrentes fractions organiques (acides humiques, humine, acides fulviques). Si lensemble de ces tudes a permis llaboration de donnes importantes concernant la caractrisation des sdiments de lassainissement pluvial, aucune dentre elles ne sest rellement intresse aux traitements et la valorisation de ces rsidus. Il est donc indispensable, notamment au vu de lvolution du contexte rglementaire actuel, de dvelopper des techniques de traitement permettant une gestion saine de ces matriaux. De nouveaux travaux de recherche dirigs par le LCPC ont donc t entrepris au cours de la priode 2066-2008 ; compte tenu de lampleur de ces travaux, seule une synthse est prsente ici, lensemble des rsultats sera disponible par ailleurs sous forme darticles ou de rapports. Quatre parties seront dveloppes dans ce recueil : La premire partie concerne lorigine et la caractrisation des rsidus : sdiments de bassins, balayures de voiries, sdiments de fosss. Y seront abords notamment lorigine des sdiments; une caractrisation fine de la matire organique ; ltude des platinodes. La deuxime partie traite des transferts, elle est divise en trois chapitres concernant respectivement les essais en laboratoire, les tudes in situ et les transferts vers la nappe. La troisime partie est consacre lcotoxicit et aux risques que peuvent prsenter les sdiments de lassainissement pluvial vis--vis du milieu naturel. La quatrime partie expose les rsultats relatifs au traitement et la valorisation : mise au point du protocole de traitement en laboratoire ; essais sur lunit pilote ATTRISED ; valorisation en construction routire. Ce travail Ce travail est le fruit dune collaboration entre le LCPC (divisions Eau et Environnement, RMS), les LRPC de Bordeaux, Lille, Lyon, Nancy et lOuest parisien, le LSE-ENTPE, le BRGM, luniversit de Poitiers et la socit St Dizier Environnement. Une partie de ces travaux a pu tre ralise grce au soutien financier de lagence de lEau Seine-Normandie.

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    PREMIERE PARTIE

    ORIGINE ET CARACTERISATION DES RESIDUS

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    1. Introduction On distingue communment plusieurs types de rsidus solides de lassainissement pluvial routier : les sdiments de curage des bassins, les terres de curage de fosss routiers, les drasements daccotement et les rsidus de balayage de voirie (SETRA-LCPC, 2000 ; Legret, 2001 ; Ruban, 2005). Les rsidus issus du curage des fosss routiers reprsentent des tonnages notables. Les tonnages rels restent nanmoins difficiles estimer en raison de lhtrognit des ouvrages et des modes de gestion (Ptavy, 2007). A titre dexemple, lex rseau routier de la DDE du Rhne produisait annuellement une quantit de lordre de 30 000 m3 de rsidus issus de lentretien des fosss des routes nationales et dpartementales (ONR, 2001).

    Ouvrages d'assainissement routier (a, b et c: fosss enherbs, d : bassin de rtention) Lestimation des volumes issus du curage des ouvrages dassainissement routier est donc dlicate. Nanmoins on peut retenir que les volumes sont suffisamment importants pour que leur rutilisation constitue un vritable enjeu. En effet, les contraintes de rutilisation deviennent de plus en plus fortes suite la mise en place de textes rglementaires permettant de protger au mieux les ressources, en particulier aquatiques (notamment Loi sur leau et les milieux aquatiques de 2006, Directive Cadre Europenne sur leau 2000, code de lenvironnement). Au sein dun mme type de rsidus dassainissement, les caractristiques des matriaux peuvent prsenter des disparits pouvant affecter la qualit environnementale des rsidus de lassainissement routier, ainsi que leurs proprits gotechniques. La rutilisation des matriaux ne peut tre envisage que si ceux-ci possdent de bonnes proprits physiques et si les risques potentiels quils peuvent gnrer sur lenvironnement sont maitrises. Mais lheure actuelle, ces risques sont difficiles apprhender : les rsidus issus de lassainissement routier ne font pas lobjet dun texte rglementaire ddi. Ils sont considrs comme des dchets et soumis la rglementation correspondante, sous la responsabilit du maitre douvrage de linfrastructure routire.

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    Dans un premier temps seront prsents les rsultats concernant lorigine des polluants et la typologie des sdiments de fosss et bassins. Une tude reprenant les travaux de thse de F. Ptavy (2007) et portant sur un nombre limit de bassins et balayures de voiries sera ensuite expose. Ces sdiments feront lobjet de travaux de recherche dans les parties II (transferts), III (cotoxicit et risques) et IV (traitement et valorisation) du prsent document. 2. Caractrisation isotopique du plomb et du zinc Afin de vrifier lorigine de certains polluants prsents dans les sols proximit de voiries et dans les rsidus de lassainissement pluvial routier, des chantillons prlevs ont t analyss vis--vis des isotopes du plomb et du zinc. En effet, dans le domaine de lenvironnement, ltude des abondances des isotopes dun lment est gnralement conduite pour identifier ou tracer soit la source naturelle provenant du fond gochimique local soit la (ou les) source(s) anthropique(s) dune pollution d'un sol ou d'un sdiment. Les rapports isotopiques du plomb ont t dtermins par une quipe du BRGM (Laperche et al., 2008) pour 4 chantillons dont 2 situs prs de linfrastructure routire (A86 2-1 lamont de la cunette bton, A13 C1 2006 dans le foss), et 2 loigns (A86 3-6, A13 G11), les rsultats sont donns dans le Tableau I- (les concentrations totales sont donnes pour rappel).

    Tableau I- 1 : Rapports isotopiques et teneurs en plomb (mg kg-1) chantillon Pb

    (mg/kg) 206Pb/204Pb erreur

    (%) 207Pb/204Pb erreur

    (%) 208Pb/204Pb erreur

    (%) 207Pb/206Pb erreur

    (%) 208Pb/206Pb erreur

    (%) A86 2-1 1353 17,176 0,1 15,537 0,1 36,956 0,1 0,90456 0,01 2,1515 0,01 A86 3-6 67 18,096 0,1 15,599 0,1 38,054 0,1 0,862 0,01 2,1029 0,01 A13 C1 2006

    1947 16,916 0,1 15,511 0,1 36,712 0,1 0,91691 0,01 2,1702 0,01

    A13 G11 91 18,267 0,1 15,617 0,1 38,265 0,1 0,8549 0,01 2,0947 0,01 Que ce soit pour lautoroute A86 ou pour lA13, les teneurs en plomb sont trs largement suprieures pour les prlvements proches de la chausse (au niveau du foss routier) que pour les prlvements les plus loigns (respectivement on note un facteur 20 et un facteur 21 pour les chantillons des autoroutes A86 et A13 pour les teneurs en plomb lorsque lon sloigne). De manire systmatique, les chantillons les plus proches de la chausse possdent les signatures isotopiques les moins radiogniques (c'est--dire les signatures les plus basses pour les rapports 206Pb/204Pb, 207Pb/204Pb et 208Pb/204Pb). La figure I-1 prsente les rsultats en comparant le rapport isotopique 206Pb/204Pb par rapport au 208Pb/204Pb et au 207Pb/204Pb (Figure I-1), avec les diffrentes sources connues de plomb, quil sagisse du plomb issu du trafic routier et/ou des missions industrielles (Widory et al., 2004) et du plomb crustal (compilation des travaux de Asmerom et Jacobsen, 1993, Hemming et McLennan, 2001 et plus rcemment Millot et al., 2004).

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    36,50

    37,00

    37,50

    38,00

    38,50

    39,00

    39,50

    40,00

    16,50 17,00 17,50 18,00 18,50 19,00 19,50 20,00206Pb/204Pb

    208 Pb/204 Pb

    A 86 2-1A 86 3-6A 13 C1A 13 G11

    Plomb crustal

    Plomb industriel

    Trafic routier

    15,45

    15,50

    15,55

    15,60

    15,65

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    15,80

    16,50 17,00 17,50 18,00 18,50 19,00 19,50 20,00206Pb/204Pb

    207 P

    b/204 Pb

    A 86 2-1A 86 3-6A 13 C1A 13 G11

    Plomb crustal

    Plomb industriel

    Trafic routier

    36,50

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    37,50

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    16,50 17,00 17,50 18,00 18,50 19,00 19,50 20,00206Pb/204Pb

    208 Pb/204 Pb

    A 86 2-1A 86 3-6A 13 C1A 13 G11

    Plomb crustal

    Plomb industriel

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    15,45

    15,50

    15,55

    15,60

    15,65

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    16,50 17,00 17,50 18,00 18,50 19,00 19,50 20,00206Pb/204Pb

    207 P

    b/204 Pb

    A 86 2-1A 86 3-6A 13 C1A 13 G11

    Plomb crustal

    Plomb industriel

    Trafic routier

    Figure I-1 : Rapports isotopiques 208Pb/204Pb et au 207Pb/204Pb par rapport 206Pb/204Pb par rapport au 206Pb/204Pb des sols dautoroute avec les diffrentes sources connues (plomb crustal, plomb issu du

    trafic routier et des diffrentes missions industrielles, Widory et al., 2004) Linterprtation des rsultats ne peut tre que succincte car seulement 4 chantillons de sol ont t analyss mais il est toutefois possible de comparer ces rsultats aux donnes existantes. Ainsi, daprs la Figure , lorigine du plomb dans lchantillon prlev sur lA13 au bord de la BAU est principalement lessence. Malgr la baisse importante de plomb dans lessence, les 2000 mg/kg de cet chantillon proviennent encore de lessence (fosss jamais curs depuis la construction de lA13 au niveau des prlvements). Le plomb de lchantillon de lA86 prlev dans les sdiments dposs sous la glissire de scurit na pas pour principale origine lessence mais il semble quil y ait plusieurs origines : arosols routiers et industriels. Par contre, lorigine du plomb dans les chantillons plus loigns de la BAU est bien distincte de celle des chantillons proches de la BAU. Lchantillon A86 3-6 se trouve ~15-20 mtres de la BAU et mi-pente donc plusieurs mtres au dessus de lautoroute. Daprs les travaux de Vron et al. (1999) raliss dans le nord de la France, on peut relier lorigine du plomb dans ce sol principalement avec les arosols urbains (incinrateur, etc.). Lchantillon A13 G11 a t prlev ~50 mtres de la BAU en lisire dun bois et dun champ agricole. Le plomb de cet chantillon lorigine la moins anthropique des 4 chantillons ; il semble quil y ait plusieurs origines : arosols industriels et la crote terrestre. Le mme type danalyse et mode dinterprtation ont t raliss pour le zinc. Les isotopes du zinc ont t dtermins pour 4 chantillons (A86 2-1, A86 3-6, A 13 C1 2006 et A13 G11), les rsultats sont donns dans le Tableau I-2 (les concentrations totales sont donnes pour rappel).

    Tableau I-2 : Rapport isotopique et teneur en zinc (mg/kg) chantillon Zn

    (mg/kg) 66Zn /

    64Zn (0/00) erreur (%)

    A86 2-1 1387 -0,08 0,02 A86 3-6 71 -0,12 0,03 A13 C1 2006

    1173 0,0 0,03

    A13 G11 575 -0,14 0,03 Les compositions isotopiques sont lgrement plus leves pour les chantillons prlevs au bord des autoroutes, notamment dans le cas de l'A13 (Tableau I-2) (pour lA86, on reste dans la marge d'erreur). Nanmoins, les variations observes sont trs faibles.

  • 12

    Les compositions isotopiques du zinc mesures dans les roches sont comprises entre -0,4 et 1,4 . Daprs une tude mene dans le Nord de la France (Matielli et al., 2006), les compositions isotopiques les plus faibles ont t mesures dans les poussires mises par la chemine de la fonderie (-0,52 0,02 ) alors que la composition isotopique des sols agricoles autour de la fonderie sont comprises entre 0,05 et 0,56 . Le trafic routier est un apport important de zinc dans les sols bordant les routes (freins, pneu, huile, systme de refroidissement, barrire de scurit, etc.), daprs Cloquet et al. (2006), les compositions isotopiques du zinc dans les sols contamins devraient tre faibles comme celles mesures dans les lichens (-0,3 -0,2 ) ou encore celles mesures dans des eaux de pluies en milieu urbain (-0,2 0,1 ). Lorigine du zinc contenu dans les sols/sdiments routiers est plus difficile identifier que pour le plomb au regard de la diversit des sources et de la valeur en isotope du zinc correspondante. Il est donc important danalyser les sources potentielles en zinc. En effet, des tudes faite sur les sols de lA1 (Eisenlohr et al., 2003), ont montr que les teneurs en zinc pouvaient tre trois fois plus leves dans les sols qui se trouvent sous les glissires de scurit. Les glissires sont donc une source importante de zinc dans les sols mais cela ne se voit pas au niveau de la composition isotopique. Une autre source peut tre les bandes de signalisation sur les autoroutes. Pour comprendre les rsultats obtenus, il semble intressant de dterminer la composition isotopique de plusieurs sources comme les glissires de scurit mais aussi le sol en profondeur (hors influence anthropique et des plantes). Une analyse rapide de plusieurs bandes de signalisation laide dun spectromtre portable a montr que certaines bandes taient riches en mtaux, lusure de ces bandes est donc une source potentielle de mtaux dans les sols. En rsum, les rsultats des analyses isotopiques du plomb montrent que les chantillons les plus proches de l'autoroute ont une forte composante "essence" et que les chantillons les plus loigns ont une composante "industrielle" et naturelle (crote terrestre). Du fait de la diminution du plomb dans lessence, la composante "industrielle" est plus facilement observable aujourd'hui dans les sols. Pour les analyses de zinc, les variations observes sont faibles mais cohrentes avec les quelques donnes existantes sur les sols pollus et les arosols urbains. Les donnes sur cet lment tant encore peu nombreuses, il est ncessaire de continuer accumuler des rsultats sur les diffrentes sources potentielles pour pouvoir dterminer la ou les origines possibles du zinc dans les sols/sdiments en bordure dinfrastructures routires de transport. 3. Typologie des bassins et fosss Une classification des rsidus de lassainissement routier selon leurs caractristiques environnementales a t ralise en distinguant deux grandes catgories de rsidus :

    les fosss enherbs Les fosss tudis sont uniquement les fosss et cunettes enherbs. En effet, les cunettes et fosss en bton ou recouverts dune gomembrane engendrent un rsidu largement assimilable aux produits de balayage des chausses (fraction essentiellement sableuse). La vitesse dcoulement dans ces ouvrages peu rugueux nest en effet pas propice la sdimentation de la fraction fine.

    les bassins Cette catgorie regroupe tous les types de bassins. Notons que certains ouvrages communment appels fosss ont t inclus dans cette catgorie puisque le type de sdiment qui sy trouve possde des caractristiques plus proches de celles des bassins que de celles des fosss enherbs. Cest en particulier le cas des fosss en eau dont le rle de transit nest pas

  • 13

    050

    100150200250300350400

    0 20000 40000 60000 80000 100000Trafic

    Tene

    ur (m

    g/kg)

    teneur maximale dans blanc (Loire)donnes Setra 1995donnes Setra 1998

    0

    100

    200

    300

    400

    500

    600

    700

    0 20000 40000 60000 80000 100000Trafic

    Tene

    ur (m

    g/kg)

    teneur max imale dans blanc (Loire)

    donnes Setra 1995

    donnes Setra 1998

    manifeste (par exemple le foss allong entre les bassins B4 et B6 sur la rocade est de Lyon dit B4-B6). Dans le cadre de ce travail prs de 150 prlvements ont t raliss sur des bassins et fosss en Rhne-Alpes, Ile de France et rgion Centre. Les teneurs en hydrocarbures et en mtaux lourds ont t analyses. Des prlvements ont par ailleurs t effectus dans des zones potentiellement sans influence du trafic afin davoir un enregistrement du bruit de fond (blanc). Ces donnes peuvent tre compares avec celles de la bibliographie notamment SETRA (1995a,b) et SETRA(1998). 3.1 Caractrisation chimique des fosss enherbs Quatre vingt huit prlvements de fosss routiers enherbs ont t raliss. Chaque chantillon reprsente entre 3 et 10 prlvements unitaires raliss sur des fosss, dans la majorit des cas, diffrents, dun mme tronon (pouvant atteindre plusieurs km) avec un trafic routier identique. Les prlvements sont effectus sur les 10 premiers centimtres correspondant lpaisseur de curage pouvant tre ralis. On constate daprs le tableau I-3 que la teneur en hydrocarbures augmente avec le trafic. Les hydrocarbures prsents dans les fosss sont composs en majorit de longues chanes carbones (C > 22) correspondant des huiles moteur, des molcules issues des gazoles ou du mazouts.

    Tableau I-3 : Concentration en HCT en mg/kg pour les fosss routiers enherbs Trafic (vhicules / jour)

    < 10000 10000 - 20000

    20000 - 40000

    40000 - 80000

    > 80000 moyenne 105 166 253 686 - max 242 701 735 1 258 - min 20 20 56 92 - cart type 73 191 216 330 - Nbre chant.

    10 18 12 10 -

    Figure I-2. Teneurs en Pb en fonction du trafic Figure I-3. Teneurs en Zn en fonction du trafic De mme, les concentrations en plomb (figure I-2), zinc (figure I-3) et cuivre augmentent avec le trafic mais linfluence du trafic est peu marque pour les trafics infrieurs 40 000 vhicules/jour. Pour Pb, on constate une diminution des teneurs dans le temps, suite

  • 14

    lutilisation dessence sans plomb. En revanche, pour Cd, Cr et Ni on ne dcle pas dinfluence nette du trafic. 3.2 Caractristiques des bassins Les caractristiques des bassins routiers prlevs sont les suivantes : nombre de bassins : 73 type de bassins :

    o bassins impermabiliss en eau (rle de dcantation) o bassins impermabiliss sec (rle hydraulique) o bassin sur terrain naturel donc la permabilit est diffrente selon la rgion et

    nous avons prlev sur des bassins secs (rle dinfiltration) et des bassins en eau (rle de dcantation)

    o quelques prlvements ont t effectus sur des bassins enterrs (absence de lumire pour la biodgradation) et des bassins rcuprant les eaux de lavage de tunnel (pollution non disperse dans lair)

    Fonctionnement des bassins : o La dcantation peut seffectuer lamont du bassin ou laval. o Des dispositifs supplmentaires type sparateur dhydrocarbures peuvent tre

    mis en place directement dans le bassin ou lamont de celui-ci. o Lchantillon est constitu, dans la mesure du possible, dau minimum 3

    prlvements unitaires ( lentre, au milieu et la sortie du bassin). Fosss associs :

    o Les fosss associs peuvent tre impermabiliss (cunette bton, gomembrane, argile) et/ou enherbs.

    o Pour les fosss impermabiliss, la plupart des sdiments arrivent dans le bassin en fonction des pisodes pluvieux.

    o Dans le cas des fosss enherbs et fosss dont limpermabilisation est dgrade, une sdimentation sur le linaire seffectue.

    0

    5 0

    1 0 0

    1 5 0

    2 0 0

    2 5 0

    0 2 0 0 0 0 4 0 0 0 0 6 0 0 0 0 8 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 t r a f i c ( v h / j o u r )

    teneu

    r (mg

    /kg)

    b a s s i n s a s s o c i s d e s f o s s s e n h e r b s b la n c L o i r e b la n c R N 1 3 b a s s i n s a s s o c i s d e s f o s s s i m p e r m a b i l i s s

    Figure I-4. Concentration en Pb dans les bassins associs des fosss enherbs ou impermabiliss

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    0

    200

    400

    600

    800

    1000

    1200

    1400

    1600

    1800

    0 20000 40000 60000 80000 100000trafic (vh.jour)

    teneu

    r (mg

    /kg)

    bassins associs des fosss enherbsbassins associs des fosssimpermabilissBlanc Loire (42)

    Figure I-5. Concentration en Zn dans les bassins associs des fosss enherbs ou impermabiliss

    0

    50

    100

    150

    200

    250

    300

    350

    400

    450

    500

    0 20000 40000 60000 80000 100000trafic (vh/jour)

    teneu

    r (mg

    /kg)

    bassins associs des fosss enherbsbassins associs des fosss impermabilissBlanc Loire (42)

    Figure I-6. Concentration en Cu dans les bassins associs des fosss enherbs ou

    impermabiliss Il apparat daprs les figures I.4-I.6 que: Les bassins associs des fosss impermabiliss contiennent des sdiments plus

    chargs en mtaux lourds que les bassins associs des fosss enherbs. Cela confirme la rtention des sdiments et des polluants au niveau du sol,

    Les teneurs sont en gnral suprieures aux teneurs des blancs, quel que soit le trafic routier,

    Contrairement aux fosss enherbs, les teneurs ne sont pas corrles avec le trafic. Dautres paramtres peuvent influer les rsultats, notamment : o limpluvium routier capt, o la dispersion des dpts de sdiments dans les fosss et le bassin (dpt

    alatoire en fonction du cheminement prfrentiel de leau et des obstacles rencontrs, etc.),

    o le fonctionnement mme du bassin en priode pluvieuse (dcantation non efficace lors dvnements pluvieux importants, etc.).

    4. Etude dtaille de quelques sdiments routier et urbains Plusieurs sites ont t retenus en fonction de leur capacit satisfaire au mieux les objectifs dfinis pour cette recherche. Les matriaux retenus sont des sdiments de bassins de rtention et dinfiltration ainsi que des balayures de voiries. Ltude porte sur quatre sites routiers, Chevir Nantes, Flavigny prs de Nancy, Citron en rgion parisienne et un bassin de lA 47 entre Lyon et St Etienne. De plus, deux sites urbains ont t retenus, Wissous (zone

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    industrielle de Villemilan) au sud de Paris et AhAh situ dans le dpartement de lEssonne et plus prcisment dans la commune de Crosne. Enfin, les villes de Bordeaux et Lille ont t choisies pour leurs balayures de voiries. Ces sites seront suivis dans les parties II, II et IV de ce rapport. 4.1 Description des sites 4.1.1 Sites routiers Bassin dinfiltration de Chevir Ce bassin est localis au sud ouest de Nantes. Il est de type routier, draine la partie sud du pont de Chevir qui permet le franchissement de la Loire par la rocade ouest. Sa longueur est de 1562 mtres avec deux rampes 6 % qui lvent le trac 50 mtres au-dessus du fleuve. Le pont, ouvert en mai 1991, est constitu de 2 chausses 3 voies avec un sparateur central en bton. Le profil transversal a une largeur de 24,60 mtres. La surface de drainage des eaux est de 38 425 m2. Le trafic est en perptuelle augmentation et atteint actuellement 80 000 vhicules par jour. Les eaux de ruissellement sont collectes par des avaloirs et recueillies dans des gouttires en aluminium de chaque ct du pont. Pour la partie sud de louvrage, les eaux sont ensuite diriges vers le bassin dinfiltration situ proximit du pont sur la rive gauche de la Loire. La surface du bassin est de 780 m2 et sa profondeur denviron 1,50 mtre. Les eaux de ruissellement provenant des deux gouttires latrales sont rejetes lextrmit du bassin par un collecteur de 800 mm de diamtre et un deuxime collecteur de 300 mm de diamtre qui rejette les eaux de lextrmit sud du pont. Un trop plein muni dun siphon permet lvacuation des eaux vers le milieu rcepteur lautre extrmit du bassin. Le fond du bassin ntant pas impermabilis, une partie importante peut svacuer par infiltration dans le sol. 3 campagnes de prlvement ont t ralises et localises (figure I-7) : Le 21 janvier 2005 pour la caractrisation en laboratoire et les essais de mise en place

    dune mthode de traitement des sdiments. Les chantillons ont t prlevs laide dune pelle en acier inoxydable (P1).

    Le 10 juillet 2005, 300 kg de sdiments ont t prlevs pour la premire srie des essais de Landfarming (P2)

    Le 4 mai 2006, le bassin a t cur sur la zone P3 pour recueillir environ 2,5 tonnes de sdiments afin de raliser les essais de traitement physique lchelle pilote et la seconde srie de traitement biologique par Landfarming.

  • 17

    Figure I-7: Schma du bassin de Chevir.

    Bassin de rtention de Flavigny (Nancy) Le site de Flavigny se trouve 8 km au sud de Nancy dans la valle de la Moselle, sur la voie rapide RN 57 entre Nancy et Epinal. Le trafic est de 3740 vhicules par jour dont 13 % de poids lourds ; il est en augmentation de 1,5 % depuis 2004. Ces bassins recueillent les eaux de ruissellement d'un bassin routier long de 1800 m 2x2 voies (7,5 hectares) et prsentant une pente moyenne de 4 %. Le dispositif de traitement est compos de deux bassins en srie relis entre eux par un dshuileur prfabriqu. Le sparateur est muni d'un avaloir flotteur rgulant le dbit de sortie du bassin amont. Le bassin amont dans lequel les prlvements ont t raliss prsente un volume de stockage de 3000 m3 pour une surface de 2500 m2. Il est partiellement en eau (hauteur d'eau permanente de 0,8 m et hauteur de marnage de 1,6 m) et assure une fonction de dcantation (Figure I-8).

    Figure I-8 : Bassin amont de Flavigny.

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    Le bassin aval d'une capacit de stockage de 1500 m3 a pour objectif principal d'autoriser un temps d'intervention supplmentaire de plusieurs heures en cas de dversement accidentel d'un polluant miscible l'eau . Le bassin comporte un seul missaire dentre constitu par un tuyau bton de 800 mm de diamtre provenant dun by-pass. Celui-ci permet de driver les eaux de la section routire vers lexutoire et disoler le bassin en cas de pollution accidentelle. Les deux bassins sont tanchifis par une gomembrane en PEHD (polythylne haute densit). Les sdiments dposs dans le bassin amont proviennent donc exclusivement du bassin versant routier. Les bassins n'ont jamais t curs depuis leur mise en service. La campagne de prlvement a eu lieu entre le 02 et le 06 mai 2006.

    Bassin dinfiltration de Lyon Ce bassin a une fonction dpuration et de rgulation de leau de ruissellement sur les chausses et laire de service de lautoroute A47, mais aussi de rgulation du dbit pour le bassin versant naturel intercept par le remblai de lautoroute. Les habitations situes dans le bassin versant naturel sont raccordes au rseau dassainissement deaux uses. La pente de la voie autoroutire est de 1 2 % alors que celle des bretelles daccs est plus forte et estime entre 3 et 4 %. Le trafic, en 2005, est de 72200 vhicules par jour dont 11,5 % de poids lourds. Les eaux de ruissellement peuvent tre rcupres au niveau de deux bassins : Le bassin A revtu dune gomembrane PVC, Le bassin B en terre vgtale (substratum : grs houiller du stphanien). En fonctionnement normal, le bassin A est court-circuit et reste sec (une vanne ouverte en permanence permet lvacuation de leau de pluie vers le bassin B) et leau collecte traverse le bassin B qui est quip en sortie dun seuil (hauteur 30 40 cm) et dun rgulateur de dbit (Figure ). Larrive de leau dans B se fait par un coursier de 1,5 m de hauteur. Le bassin B a une longueur de 25 40 mtres, une largeur de 10 25 mtres et une profondeur denviron 4 mtres. En cas daccident la fermeture des deux vannes dirige et contient le flux contamin dans le bassin A o il est stock.

    Figure I-9 : Schma du bassin n6 de lautoroute A47.

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    En mars 2006, un chantillon moyen constitu de 3 prlvements unitaires localiss sur la figure (E1,E2,E3) a t ralis. Lpaisseur de matriau dominante vasarde est de 0, 75 m en E3, de 0,65 m en E2 et de 0,50 m en E1. Le prlvement suivant (2 m3 en juillet 2006) a t ralis, pour des raisons daccs, la pelle mcanique entre E3 et les deux buses darrive. Il correspond donc des matriaux dposs prs de lentre du bassin.

    4.1.2 Les sites urbains Bassin de dcantation de Wissous Ce bassin a t cr en 1999 pour pallier les inondations. Il est de type urbain et se situe dans la zone industrielle de Villemilan lest de lautoroute A 6, en rgion parisienne. Le site de Wissous a t mis en place pour remdier aux dbordements du ru des Glaises ; il est compos dune vanne, dun bassin enterr, dun bassin ciel ouvert et dun dcanteur lamellaire (figure I-10).

    Figure I-10 : Schma du bassin de rtention de Wissous. En cas de forte pluie, la vanne est ferme, leau est dirige dans un bassin enterr dune capacit 10 000 m3. Une fois le bassin enterr rempli, les pompes eau sont actionnes pour le vider progressivement rejetant leau dcante dans le milieu naturel. Bassin de rtention de AhAh Le bassin de rtention AhAh est situ dans le dpartement de lEssonne. Il rcupre les eaux pluviales des rues des Entrepreneurs et des industries, rues traversant une zone industrielle dans la commune de Crosne. Plusieurs entreprises sont susceptibles de par leurs activits, traitement de surface, imprimerie, garage, couverture (Zn et Cu), fabrique de caoutchouc, dentraner une pollution organique et mtallique des eaux pluviales. Le rseau dassainissement est de type sparatif. Les eaux pluviales arrivent dans le bassin par un collecteur de 1000 mm de diamtre et viennent se jeter dans la partie infrieure du bassin constitue dun caniveau impermable dune surface de 593 m2. Lorsque les pluies sont trop importantes, le bassin se remplit au

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    niveau de la pelouse du fond de bassin (62 m2) puis de la pelouse du talus (3220 m2). En sortie de bassin, les eaux sont rejetes travers un collecteur de 300 mm et rintgrent un rseau deaux pluviales situ au niveau de lavenue Lon Jouhaux. Le prlvement des sdiments (2 m3) a t ralis dans le caniveau btonn du bassin le 29 juin 2006 aprs une priode de temps sec. Lorsque les prcipitations sont trs importantes, le trop-plein du bassin enterr se dverse dans le bassin ciel ouvert enherb (environ 1 fois tous les 50 ans).

    Bassin de rtention de Citron Le bassin de rtention Citron est situ en bordure du parking de lentreprise PSA Aulnay sous bois en rgion parisienne. Cre en 1975, pour faire face au problme dinondation, il est entirement btonn et a une capacit de 68 000 m3. Il rcupre les eaux de ruissellement des surfaces impermabilises de lentreprise Citron et des routes limitrophes. Dans chaque cas, les chantillonnages ont t raliss laide dune pelle en acier inoxydable pour les prlvements de quelques kilos destins aux essais en laboratoire et avec un tractopelle pour les prlvements de 2 3 tonnes ncessaires pour les traitements lchelle de lunit pilote. Les sdiments prlevs sont transports laide de caisses palettes en plastique dune contenance de 1 m3 environ. Les prlvements ont t effectus sur une paisseur de 10 cm afin de reprsenter un curage de bassin. 4.1.3 Balayures de voiries Les produits de balayage des voiries proviennent des agglomrations de Lille et Bordeaux. A Lille, le balayage a lieu tous les jours dans lhyper centre de la ville. Les prlvements ont t raliss par lintermdiaire de balayeuses aspiratrices. A Bordeaux, les balayures sont issues des quartiers de la Victoire, de la place St Michel et de lhpital St Andr. Ces secteurs sont entretenus une fois par jour par les balayeuses aspiratrices de la ville de Bordeaux dune capacit de 4 m3. Les balayeuses effectuent leur dpotage Bordeaux Bastide o les rsidus sont stocks. Pour les deux sites, 2 m3 de balayures sont prlevs et achemins pour tre traits au Laboratoire Central des Ponts et Chausses

    4.2 Caractrisation de la matire minrale

    4.2.1 Etude granulomtrique Les rsultats obtenus par granulomtrie classique et laser sur les diffrents sdiments de lassainissement pluvial sont prsents dans le tableau I-4. Les trois indices granulomtriques (d10, d50 et d90) ainsi que le pourcentage de particules infrieures 63 m ont t dtermins. Les distributions granulomtriques des diffrents sdiments issus de bassins ou de balayures de voiries prsentent des caractristiques trs htrognes. Cette htrognit est trs importante entre les rsidus de diffrents bassins mais galement lintrieur dun mme bassin.

  • 21

    Tableau I-4: Distribution granulomtrique des sdiments bruts. Deux prlvements des sdiments de Chevir ont t effectus, pour les essais de landfarming (LANDF) et pour le pilote. Pour Lyon, les prlvements concernent les essais en laboratoire (LABO) et les essais pilote. Pour le bassin AhAh, des prlvements ont t effectus pour les essais en laboratoire et pour le pilote. En raison de

    lhtrognit des sdiments prlevs pour le pilote, on a distingu AhAh1 et AhAh2 . d10

    m d50 m

    d90 m

    < 63 m %

    ChevirLANDF 5 92 1044 42 ChevirPILOTE 8 109 1890 41 Wissous 4 27 146 69 LyonLABO 11 85 2000 38 LyonPILOTE 5 47 1970 56 AhAhLABO 14 148 1750 20 AhAhPILOTE_1 3 25 210 71 AhAhPILOTE_2 24 797 2933 13 Nancy 55 1101 4112 10 Bordeaux 74 900 3995 9 Lille 7 231 3612 35 Citron 14 83 610 45 Htrognit lie la provenance Les sdiments AhAhPILOTE_1, Wissous et Lyon prsentent une granulomtrie trs fine avec des d50 de 25, 27 et 47 m. De plus, 56 71 % des particules issues de ces rsidus sont infrieures 63 m. Les sdiments de Citron et Chevir sont plus grossiers avec un d50 de 83 m et 109 m, respectivement. Le pourcentage de particules fines infrieures 63 m est denviron 40 % pour le sdiment de Chevir et de 45 % pour celui de Citron. Les sdiments des bassins AhAhPILOTE_2 et Nancy ainsi que les balayures de voiries de Lille et Bordeaux prsentent une granulomtrie beaucoup plus grossire que les autres rsidus. Contrairement aux sdiments fins avec 50 % des particules infrieurs 25 m, les valeurs de d50 varient de 231 m pour Lille 1101 m pour Nancy. De plus, le pourcentage de particules fines infrieures 63 m est, lexception de Lille, infrieur 10 %. Htrognit lie au prlvement Les tudes comparatives granulomtriques voquent clairement une htrognit lie au prlvement pour certains bassins. Durand (2003) a dj montr lvolution de la granulomtrie entre lamont et laval dun bassin dinfiltration ou de rtention des eaux pluviales. Si les sdiments de Chevir prlevs lors de diffrentes campagnes sont assez homognes (d10 et d50 similaires), ce nest pas cas pour ceux de Lyon et encore moins pour le bassin AhAh. Les sdiments de Lyon prsentent des diffrences significatives de d50 avec 85 et 47 m et de particules infrieures 63 m (38 56 %) ; les carts obtenus sont nanmoins beaucoup plus faibles que ceux que lon peut avoir pour les sdiments AhAh. Les caractristiques granulomtriques des trois prlvements raliss des priodes et des localisations

  • 22

    diffrentes prsentent des indices granulomtriques trs loigns avec notamment des valeurs de d50 de 25 m pour AhAhPILOTE_1, de 148 m pour AhAhLABO et de 797 m pour AhAhPILOTE_2.

    4.2.2 Etude des concentrations en lments traces et phosphore Les concentrations en lments traces et en phosphore ont t dtermines pour lensemble des rsidus tudis et compares aux valeurs cibles et dintervention de la norme hollandaise (tableau I-5). Si ces seuils nont pas de valeur lgale en France, ils sont nanmoins frquemment utiliss comme valeurs de rfrence pour interprter la prsence de certains composs chimiques.

    Tableau I-5: Teneurs en lments traces, en titane et en phosphore dans les sdiments traiter. Deux prlvements des sdiments de Chevir ont t effectus, pour les essais de landfarming (LANDF) et pour le pilote. Pour Lyon, les prlvements concernent les essais en laboratoire (LABO) et les essais pilote. Pour le bassin AhAh, des prlvements ont t effectus pour les essais en laboratoire et pour le pilote. En raison de

    lhtrognit des sdiments prlevs pour le pilote, on a distingu AhAh1 et AhAh2 . Cd Cr Cu Ni Pb Zn Ti P mg kg-1 ChevirLABO 1,1 74 281 31 305 1526 - - ChevirLANDF 0,90 58 296 24 134 1320 - - ChevirPILOTE 1,33 69 306 29 138 1180 2,4 1911 Wissous 1,44 312 66 158 206 1154 - - LyonLABO 0,60 81 199 38 156 585 - - LyonPILOTE 0,70 74 104 35 148 405 2,6 813 AhAhLABO 2,60 226 247 107 357 1949 - - AhAhPILOTE_1 4,26 68 139 61 244 931 - - AhAhPILOTE_2 0,80 29 72 50 69 268 0,9 591 Nancy 0,35 2979 111 28 59 315 2,1 1611 Bordeaux 0,30 58 65 16 122 281 1,8 633 Lille 0,90 202 97 45 106 356 2,3 675 Citron 1,80 83 220 38 265 1379 - -

    Cible 0,80 100 36 35 85 140 - - Norme hollandaise intervention 12 380 190 210 530 720 - - Comme le montre le tableau, les concentrations en mtaux lourds sont leves pour les rsidus de Chevir, Wissous, AhAhLABO, AhAhPILOTE_1, Nancy et Citron. Elles sont plus faibles dans les sdiments de AhAhPILOTE_2 et Lyon ainsi que dans les balayures de voiries. Le zinc est un lment trace caractristique et parfaitement connu de la pollution lie aux eaux de ruissellement des routes et autoroutes. Il se retrouve en concentration relativement importante dans les sdiments de Chevir (de 1180 mg kg-1 1526 mg kg-1), de Wissous (1154 mg kg-1), de AhAh (jusqu 1949 mg kg-1) et de Citron (1379 mg kg-1). Ces rsidus

  • 23

    prsentent des teneurs en zinc largement suprieures (2 3 fois) la valeur dintervention de la norme hollandaise (720 mg kg-1). Bien que beaucoup plus faibles, les teneurs en zinc prsentes dans les sdiments de Lyon, Nancy, Bordeaux et Lille sont nanmoins suprieures aux valeurs cibles de la norme hollandaise. Les sdiments de lassainissement pluvial sont tous plus ou moins contamins par le zinc. Des concentrations leves en chrome et nickel traduisent gnralement une pollution chronique lie une activit professionnelle polluante. Les sdiments de Wissous et AhAhLABO prsentent des concentrations leves en chrome avec respectivement 312 et 226 mg kg-1 mais galement en nickel avec 158 et 107 mg kg-1. Le contexte de ces deux bassins, avec notamment la prsence dentreprises de traitement de surface, confirment la relation entre le couple chrome nickel et une pollution lie une activit professionnelle. Bien quil ne prsente pas de fortes teneurs en nickel (28 mg kg-1), le sdiment de Nancy est trs largement contamin par le chrome avec des teneurs denviron 3 g kg-1. Avec des concentrations plus de 8 fois suprieures la valeur dintervention de la norme hollandaise, cet lment ne se trouve plus sous forme de traces mais plutt comme un lment majeur. Une enqute locale est mene en parallle afin de dterminer lorigine exacte de cette pollution chromique (remblayage de mchefers). Tous les sdiments tudis prsentent des pollutions en cuivre importantes avec des concentrations suprieures aux valeurs cibles ; les rsidus de Chevir, LyonLABO, AhAhLABO et Lille prsentent quant eux des teneurs suprieures aux valeurs dintervention de la norme hollandaise (190 mg kg-1). A lexception des sdiments de AhAhPILOTE_2 et de Nancy, les autres rsidus ont tous des teneurs en plomb comprises entre les valeurs cibles et les valeurs dintervention de la norme hollandaise. Les concentrations en titane au sein des sdiments tudis varient de 0,9 mg kg-1 pour le bassin AhAh 2 2,6 mg kg-1 pour le bassin de Lyon. Actuellement, il y a peu de rfrences bibliographiques et de valeurs seuils sur la contamination des sdiments par le titane. Les teneurs en phosphore total sont trs leves pour les sdiments de Chevir (1911 mg kg-1) et de Nancy (1611 mg kg-1) et restent consquentes pour les autres rsidus avec des concentrations variant de 591 mg kg-1 813 mg kg-1. Bien que ces fortes teneurs naient pas dincidence directe connue, le phosphore a la capacit de se lier facilement aux particules du sol et peut donc tre entran par ruissellement avec les eaux de surface ou par rosion. Ce point fait lobjet de suivis rguliers en raison du rle important du phosphore dans leutrophisation des eaux douces. Les sdiments tudis prsentent tous plusieurs lments traces dont la concentration est suprieure aux valeurs cibles correspondantes. De plus, les balayures de voiries et les sdiments de LyonPILOTE et AhAhPILOTE_2 sont les seuls rsidus ne pas prsenter au moins une teneur en lment trace suprieure la valeur dintervention de la norme hollandaise. 4.2.3 Etude de lhtrognit Comme pour ltude granulomtrique, les teneurs en lments traces sont trs htrognes entre deux campagnes de prlvement lintrieur dun mme bassin. Les diffrences les plus importantes sont comme prcdemment observes pour le bassin AhAh entre lchantillon de quelques kilos (AhAhLABO) et le prlvement de plusieurs centaines de kilogrammes (AhAhPILOTE_1 et AhAhPILOTE_2). Entre les trois chantillons, les concentrations varient de 0,8 4,3 mg kg-1 pour le Cd, de 29 226 mg kg-1 pour le Cr, de 72 247 mg kg-1 pour le Cu, de 50 107 mg kg-1 pour le Ni, de 69 357 mg kg-1 pour le Pb, et de 268 1949 mg kg-1 pour le Zn. Les sdiments de Lyon et Chevir prsentent galement mais dans une moindre mesure, des variations de concentrations entre les campagnes de prlvement. Les teneurs en cuivre

  • 24

    varient de 104 199 mg kg-1 pour le bassin de Lyon alors que les concentrations en zinc sont comprises entre 1180 et 1526 mg kg-1pour celui de Chevir.

    4.3. Caractrisation de la matire organique 4.3.1. Matriel et mthode Analyse globale Lanalyse de la matire organique totale et de substances humiques commence par une tude globale par analyse thermique et infra rouge. Les teneurs en MO des extraits secs sont dtermines par analyse thermogravimtrique (ATD/ATG). La structure minrale en contact avec la matire organique est caractrise par infra rouge (IR). Sparation des diffrentes formes de matire organique La sparation est effectue selon le protocole schmatis sur la figure I-11; ce dernier est une adaptation de la mthode prconise par la Socit Internationale des Substances Humiques (IHSS), base uniquement sur des critres de solubilit. Aprs prlvement, lchantillon est congel, lyophilis puis tamis 2 mm. Il est ensuite conserv 18 C, afin dviter toute altration de la matire organique. La premire fraction extractible est, du fait de sa grande solubilit dans les solvants organiques, la fraction lipidique. Les lipides sont extraits sous pression lASE (Accelerated Solvant Extractor) par un mlange CH2Cl2/MeOH (2:1). Aprs extraction des lipides, lchantillon est mis en suspension dans une solution dHCl 1M (10mL/g dchantillon) afin dliminer les carbonates, sulfates et hydroxydes ventuellement prsents. Une premire partie des acides fulviques est galement solubilise au cours de cette opration. Le rsidu solide est spar par centrifugation, puis trait par une solution de soude 0,1M (10mL/g de sdiment) afin dextraire les acides humiques et fulviques. Le surnageant et le prcipit sont spars par centrifugation. Lopration est renouvele jusqu ce que la solubilisation de lintgralit des acides soit assure. Lensemble de ces oprations doit tre effectu sous atmosphre inerte, afin dviter toute altration de la MO. La solution alcaline surnageante est acidifie pH 1. Les acides humiques prcipitent et sont spars des acides fulviques (solubles) par centrifugation. Au cours de cette tape des argiles peuvent prcipiter avec les acides humiques, elles sont limines par prcipitation au KCl. Les lipides associs aux collodes organo-minraux sont extraits du rsidu solide lASE par le dichloromthane. La fraction restante est compose de matire organique totalement insoluble et de matire minrale non dissoute, cest le rsidu (ou humine). Si le taux de matire minrale des chantillons est important, lhumine subit un traitement lacide fluorhydrique visant liminer les silicates.

  • 25

    Matire organique

    Extraction lASE (CH2Cl2/MeOH 2:1)

    Lipides libres

    Traitement par HCl 1 M Centrifugation

    Acides fulviques Traitement par NaOH 0,1 M Centrifugation

    Lipides associs Humine Acides humiques Acides fulviques

    Extraction lASE (CH2Cl2 )

    Acidification par HCl

    Substances humiques alcalino-solubles

    Figure I-11: Fractionnement de la matire organique des sdiments Fractionnement IHSS

    - Sparation des composs organo-solubles Lextrait lipidique est constitu dun mlange de molcules trs htrogne, tant au point de vue solubilit quau point de vue origine et, afin de faciliter lanalyse, une pr-sparation de cet extrait est ncessaire. Lextrait lipidique est constitu dun mlange de molcules trs htrogne, tant au point de vue solubilit quau point de vue origine et, afin de faciliter lanalyse, une pr-sparation de cet extrait est ncessaire. La sparation seffectue par chromatographie daffinit (figure I-12). Cette technique sur colonne de gel de silice imprgne de potasse permet la sparation des fractions lipidiques neutre, acide et polaire. Les lipides neutres sont lus par lther dithylique puis par le chloroforme. La potasse est alors neutralise par une solution dacide formique dans lther dithylique (8% v/v). La fraction acide est lue par lther puis par le chloroforme. Les composs polaires, sont quant eux extraits par un mlange mthanol/chloroforme (10/90), puis par le mthanol.

  • 26

    Lipides

    Chromatographie daffinit SiO2-KOH

    Fraction acide

    Fraction polaire

    Fraction neutre

    Chromatographie liquide Mthylation Actylation

    -Hydrocarbures -Esters, ctones, aldhydes -Alcools -Strols -LMN (neutres polaires)

    Chromatographie liquide

    -Monoacides -Diacides -Hydroxyacides -Ctoacides -LMA (acides polaires)

    Figure I-12: Protocole simplifi de sparation des lipides

    Les produits ventuellement adsorbs sont extraits au Soxhlet par un mlange mthanol/chloroforme (50/50 v/v). Un test en chromatographie sur couche mince (CCM) permet de vrifier la russite de la sparation. Les lipides sont runis en deux fractions selon leur polarit: une fraction neutre et une fraction dans laquelle sont regroups les composs ayant un caractre acide et/ou polaire. Ces deux dernires fractions sont runies, car il est assez dlicat de dterminer la sparation entre les composs acides et polaires. Les diffrentes familles de composs issues des fractions neutre et acide/polaire sont spares sur gel de silice. Llution de la fraction neutre est effectue par des mlanges dther dithylique et dther de ptrole de polarit croissante. La sparation est suivie par CCM, par comparaison avec des produits de rfrence. Les fractions chromatographiques obtenues sont runies en fonction de leur composition. La fraction acide/polaire est spare de la mme manire mais doit subir une drivation pralable afin dtre analyse en CG/SM. Les acides sont mthyls par BF3/MeOH. Les marqueurs dorigine tudis seront facilement identifiables dans ces fractions lipidiques grce leurs fragmentations caractristiques en SM. - Thermochimiolyse Les substances humiques (acides humiques et humine) sont caractrises par thermochimiolyse. La thermochimiolyse est une technique combinant la dgradation chimique et la dgradation pyrolytique. La prsence des agents alkylants permet d'viter la dcarboxylation des acides et la dshydratation des alcools. Les fonctions acides sont drives en esters mthyliques et les fonctions alcools en thers. Les mcanismes de rupture de liaisons font intervenir des ractions de transalkylation et dhydrolyse impliquant la formation puis la dcomposition de sels dammonium quaternaires.

  • 27

    Les processus de pyrolyse et les mcanismes de drivation agissent en conjugaison. Le solvant dans lequel le TMAH est solubilis joue un rle non ngligeable, ainsi, le mthanol (nuclophile) intervient dans les mcanismes de rupture des liaisons -O-4. Le TMAH a, de plus, une activit accrue envers les fonctions hydrolysables. Les produits forms diffrents de ceux obtenus en pyrolyse sont gnralement plus volatils, donc plus facilement analysables par couplage CG/SM.

    Fiche Rsum Tableau I-6 : Etude prliminaire : 6 chantillons/4 bassins

    MO (%) Lipides (% de l'chantillon) Fraction hydrocarbures (% des lipides)

    Chevir 11,9 3,4 6,7

    AhAh1 13,5 4,3 19,1

    AhAh2 13,5 2,2 38,9

    AhAh2

  • 28

    Tableau I-8: Etude complte - Flavigny Lipides (%) Acides humiques (%) Acides fulviques (%) Humine (%) Flavigny 2.5 0.1 27.4 70 La matire organique de Flavigny est dorigine vgtale et microbienne. La matire organique mobile (lipides) ne prsente pas les caractristiques dune pollution anthropique. Cependant le trs faible pourcentage dacides humiques, valid par trois repliquats, rend lanalyse complte impossible (IR, ATD). Seules les analyses au niveau molculaire ont t effectues sur les acides humiques (Py-GC-SM). 4.3.2 Rsultats Une tude complte est ralise sur les chantillons AhAh2

  • 29

    Lanalyse thermique nous informe sur le taux de matire organique et sur le caractre plus ou moins aromatique ou aliphatique de cette matire organique.

    Ainsi, pour le AhAh2 il y a 13,5% de matire organique dans l chantillon brut, 4% dans le concentr dhumine et 38% dans les acides humiques (figure I-13. Pour Flavigny, il y a 2.5% de matire organique dans l chantillon brut.

    Figure I-13 : ATD/ATG de lhumine (gauche) et des acides humiques (droite) du AhAh2 Les pics exothermiques 300 et 390C sont caractristiques de transformation de la matire organique. On observe un seul pic pour lhumine (caractre plus aliphatique) et deux pour les acides humiques montrant une nature aliphatique et aromatique de la matire organique.

    La spectroscopie infra-rouge est une des mthodes les plus utilises que ce soit pour les chantillons bruts, les substances humiques des sols ou des eaux. Les spectres obtenus sont gnralement complexes, de nombreuses bandes se superposant. Le tableau I-10 ci-dessous rpertorie les nombres dondes des principales bandes IR (lies des structures aromatiques ou minrales) susceptibles dtre dtectes.

    Tableau I-10: Principales bandes IR observes lors de la caractrisation de la MO

    1.855%

    5.751%

    7.403%

    303.91C

    572.14C 0.02

    0.04

    0.06 Deriv. Weight (%/C)

    -0.04

    -0.02

    0.00

    0.02

    0.04

    Temperature Difference (C/mg)

    92

    94

    96

    98

    100

    Weight (%)

    0 200 400 600 800 1000 Temperature (C)

    Sample: Husiarv Size: 28.8620 mg Method: 5/min;900C air Comment: sous Air

    DSC-TGA File: C:...\air-v\Bureau\HUsiarv2a Operator: herv Run Date: 2007-04-18 13:57 Instrument: SDT Q600 V8.3 Build 101

    Exo Up Universal V4.1D TA Instruments

    7.464%

    23.35%

    46.04%

    295.15C 395.12C

    0.05

    0.10

    0.15 Deriv. Weight (%/C)

    -0.10

    -0.05

    0.00

    0.05

    0.10

    0.15

    Temperature Difference (C/mg)

    40

    60

    80

    100

    Weight (%)

    0 200 400 600 800 Temperature (C)

    Sample: AHsiarv Size: 17.5940 mg Method: 800C 5min air Comment: sous Air

    DSC-TGA File: C:...\air-v\Bureau\AHsiarva

    Operator: herve Run Date: 2007-04-05 13:58 Instrument: SDT Q600 V8.3 Build 101

    Exo Up Universal V4.1D TA Instruments

    Groupements fonctionnels Nombres d'onde (cm-1)O-H 3400-3300

    COOH 2700-2500, 1730-1720, 1220-1180COOR 1760

    C-H 2960 et 1380 (CH3), 2940 et 1460(CH2)C-O 1100-1000 (sucres), 1150-1280 (phnols, acides)

    N-C=O 1660 (amide 1), 1550 (amide 2)C=O, -C=O 1660-1630

    Acide borique 3212, 2260, 1450, 1194, 548Bicarbonate de sodium 2541, 1920, 1695, 1618, 1307, 1000, 837, 696Carbonate de sodium 1440, 880

    Nitrate de sodium 1385, 838Acide phosphorique 1007, 490

    Acide silicique 1093, 964, 798, 468Acide sulfurique 1288, 1176 1071, 1012, 889, 852, 617, 577, 455Sulfate de sodium 1122, 640, 608

  • 30

    Figure I-14 : IR des chantillons bruts de Flavigny (traits pointills) et du AhAh2 (trait plein)

    Linfra rouge ne permet pas de diffrencier les deux chantillons bruts de part la prsence importante des pics relatifs la fraction minrale.

    Figure I-15 : IR de lhumine (gauche) et des acides humiques (droite) de AhAh2

    Pour les chantillons dacides humiques et dhumine linterprtation reste difficile (figure I-15). En effet, la prsence de molcules organiques et minrales entrane la superposition de nombreuses bandes de vibration. Ainsi, la bande fine situe 3621 cm-1 correspond aux vibrations dtirement des liaisons AlAlOH, attribue aux smectites. La fine bande 695 cm1 pourrait tre associe la dformation des liaisons Si-O. La bande large et intense situe vers 3360 cm1 est due la vibration de liaisons OH, mais avec des origines diverses. Ces bandes peuvent provenir deau adsorbe ou des liaisons alcools de la matire organique. Les deux bandes situes vers 2920 et 2845 cm-1 correspondent aux vibrations dtirement des liaisons C-H de la matire organique aliphatique. Les bandes de dformation tant trs peu visibles. La bande trs intense ayant pour nombre donde 1036 cm-1 correspond probablement de la matire organique, notamment des liaisons C-O (esters, alcools, thers, galement polysaccharides). Enfin les deux bandes 1996 et 1874 cm-1 prsentes dans lhumine peuvent tre les harmoniques des aromatiques situs des nombres donde < 1000 cm-1. On pourra noter aussi

    60.0

    4000.0 3000 2000 1500 1000 600.0

    30.0

    35

    40

    45

    50

    55

    cm-1

    %T

    6

    4000.0 3000 2000 1500 1000 600.08.010

    15

    20

    25

    30

    35

    40

    46.3

    cm-1

    %T 3620.8 2925.9

    2514.3

    2362.11999.0

    1873.21795.3

    1656.8

    1454.11034.6

    877.5

    793.6

    700.7

    3359.1

    4000.0 3000 2000 1500 1000 600.044.0

    50

    55

    60

    65

    70.0

    cm-1

    %T

    3624.83285.5

    2366.3

    1662.1

    1520.91456.0

    1036.9

    793.5693.2

  • 31

    que la bande intense situe 794 cm-1 peut tre due soit des aromatiques, soit la prsence de quartz. La principale diffrence entre les deux chantillons rside dans la prsence dune large bande 1454 cm-1 dans lhumine, indiquant la prsence de carbonates. Etude molculaire

    Aprs fractionnement chimique, les principales molcules identifies dans les lipides et les substances humiques sont des hydrocarbures linaires et des acides gras. La distribution des lipides neutres acides et polaires est identique pour les deux bassins, cependant le AhAh2

  • 32

    marque, allant du C13 au C24, avec des maxima pour le phytane et le pristane (qui sont tous deux des hydrocarbures isoprnoques), ainsi que pour le C17 et le C18 . Les n-alcanes issus des huiles pour moteurs sont identifis dans une gamme allant du C25 au C36 sans parit marque. Dautres variables peuvent tre prises en compte pour la caractrisation des origines de la MO. Ainsi, sur les chromatogrammes obtenus en CPG, un important massif de pic peut tre observ. Ce dernier est nomm UCM (Unresolved Complex Mixture) et est constitu dun mlange dalcanes ramifis, cycliques ou aromatiques, rsistant la biodgradation et saccumulant dans les sdiments. Un UCM situ dans la gamme C13-C22 est typique dune pollution aux carburants diesels, alors quun UCM dans une gamme suprieure C23 est caractristique dune pollution venant des huiles moteurs et lubrifiants.

    Figure I-17 : Chromatogramme des hydrocarbures du AhAh2.

    Les HC identifis dans lchantillon AhAh2 (figure I-17) sont sans parit marque de C10 C32 avec comme produits majoritaires les HC C17 et C18. Un fort UCM (C20-C32) caractrise cet chantillon. Une pollution dhuile de moteur et de diesel est donc signaler dans ce bassin. Aucune pollution de ce type nest noter pour Flavigny. Dans la fraction neutre o se trouvent les HC, des esters naturels dacides gras principalement mthyliques et thyliques sont galement identifis avec une distribution majoritairement paire pour les esters mthyliques et impaire pour les esters thyliques ayant 15 19 atomes de carbones (maximum pour C17). Les esters mthyliques dtects dans les fractions neutres ont une origine naturelle avec un mode long typiquement vgtal. - Acides gras Dans cette catgorie de composs, au sein des lipides, les acides monocarboxyliques sont majoritaires, les acides dicarboxyliques tant souvent des mtabolites de ces derniers. La plupart des acides gras identifis dans les milieux naturels sont constitus dune chane linaire possdant de 2 80 atomes de carbone et majoritairement de 12 24 atomes de carbone (on parle alors dacides longue chane), les composs pairs tant prdominants. Leur distribution peut tre spcifique de leur origine. Les acides palmitique et starique sont ubiquistes et souvent majoritaires. Les acides longs et pairs (ainsi que les acides mono-, di- et polyinsaturs) sont caractristiques dune origine vgtale. Ils sont prsents dans les cires cuticulaires des vgtaux suprieurs. Les acides gras dorigine bactrienne ne possdent pas plus de 20 atomes de Carbone et leur distribution ne prsente pas de parit marque. La prsence des acides iso- et antiso- en C15, C17, et C19 est galement caractristique dune source bactrienne. Dans cette tude, seuls les monoacides seront caractriss.

    UCM

    Diesel Huile

  • 33

    Ltude de ces composs dans les bassins de rtention ne fournit que des informations sur le caractre naturel de la matire organique, leur prsence tant rarement lie des origines anthropiques.

    Figure I-18 : Fragmentogramme m/z 74 des lipides de AhAh2 et Flavigny

    La distribution des acides gras identifis sous forme desters mthyliques linaires prsents dans les lipides est donne sur la figure I-19. Ils sont trs majoritairement pairs avec un

    C16

    C18

    C26

    C25

    C24

    C17 C19

    C20 C21

    C22

    C23

    C14

    C15i C15

    C15a C17i C17a

    C17

    C16

    C28

    C27 C29

    C30 C32 C31

    RT: 0,00 - 64,01

    0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60Time (min)

    0

    10

    20

    30

    40

    50

    60

    70

    80

    90

    100

    Rela

    tive

    Abun

    danc

    e

    30,37

    34,10

    26,09

    28,21

    43,7137,51 40,83 46,4721,45 49,05 52,0119,29 56,1210,93 16,65 62,068,275,94

    NL:5,56E6m/z= 73,5-74,5 MS 230507FP(2)

    C16

    C15

    C14

    C12 C13C11C17

    C18

    C20

    C22

    C24

    C26

    C28

    C30

    C32

    Bactrien

    Vgtal

    RT: 0,00 - 64,01

    0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60Time (min)

    0

    10

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    90

    100

    Rela

    tive

    Abun

    danc

    e

    30,37

    34,10

    26,09

    28,21

    43,7137,51 40,83 46,4721,45 49,05 52,0119,29 56,1210,93 16,65 62,068,275,94

    NL:5,56E6m/z= 73,5-74,5 MS 230507FP(2)

    RT: 0,00 - 64,01

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    43,7137,51 40,83 46,4721,45 49,05 52,0119,29 56,1210,93 16,65 62,068,275,94

    NL:5,56E6m/z= 73,5-74,5 MS 230507FP(2)

    C16

    C15

    C14

    C12 C13C11C17

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  • 34

    maximum en C16 et sont identifis du C11 C32 caractrisant une origine vgtale. Les acides ramifis iso et antiso en C15 et C17 sont galement identifis et sont dorigine bactrienne. Une tude semi quantitative montre une part vgtale plus importante pour Flavigny.

    Figure I-19 : Fragmentogramme m/z 74 de lacide humique du Siarv2 La matire organique anthropique est donc exclusivement prsente dans la fraction lipidique. Protocole analytique Ltude complte de la matire organique a montr que seule la fraction lipidique prsentait des molcules anthropiques. Pour le suivi futur de la matire organique de tels chantillons nous proposons un protocole analytique plus court alliant gain de temps et prcision.

    Avant fractionnement les chantillons doivent tre caractriss au niveau molculaire par pyrolyse couple la chromatographie en phase gazeuse et la spectromtrie de masse. Les pyrogrammes obtenus pour Flavigny et Siarv2

  • 35

    Une premire pyrolyse 200C permet de caractriser la matire organique la plus labile et ainsi de diffrencier les deux chantillons. Contrairement au Siarv2

  • 36

    Aprs caractrisation par pyrolyse les chantillons seront extraits et leur fraction

    lipidique analyse quantitativement et qualitativement. 4.3.3 Conclusion Les rsultats de deux doctorats prcdents et de cette tude sur la caractrisation de la matire organique des bassins de rtention montrent que la matire organique anthropise est situe dans la phase lipidique dite mobile alors que les substances humiques sont dorigine naturelle. Pour des tudes ultrieures il faudra donc aprs une caractrisation fine de la matire organique (lipides et substances humiques) effectuer un suivi de la fraction lipidique. Pour le suivi futur de ce type dchantillons la technique de pyrolyse multi-shot permettra une tude rapide des molcules organiques prsentes. Les chantillons prsentant des signes danthropisation devront tre par la suite analyss par extraction et caractrisation de la fraction mobile lipidique. 5. Etude des platinodes dans les sdiments de lassainissement routier 5.1 Introduction La caractrisation de la pollution mtallique chronique associe aux infrastructures de transport et son devenir dans l'environnement est relativement bien connue depuis la fin des annes 1990 notamment grce aux travaux du LCPC (Legret, 2001) et des tudes parallles menes dans d'autres pays (Hamilton et al., 1994 ; Piguet, 2007). Cette pollution se retrouve ainsi plus ou moins largement disperse dans l'environnement routier : sols, sdiments d'assainissement, vgtaux, air et milieu aquatique de surface. En Europe, depuis les annes 1990 un changement majeur a cependant eu lieu ; il concerne la suppression progressive, puis dfinitive en 2000, du plomb sous forme ttraethyl ou tetra methyl, de lessence o il demeure prsent en traces. Cette suppression souvent associe une problmatique environnementale et sanitaire, notamment en milieu urbain, est en fait lie une volution technologique, lintroduction du pot catalytique dont l'objectif est de diminuer l'mission du monoxyde de carbone (CO), des hydrocarbures non brls et pour les vhicule essence du monoxyde d'azote (NO). En effet la prsence de plomb dans l'essence comme celle du soufre rduit de manire importante la dure de vie de ces pots. L'essence sans plomb utilise des additifs de substitution du plomb, MTBE (methyl tertiary butyl ether) et ETBE (ethyl tertiary butyl ether). Lintroduction de ces nouvelles technologies nest cependant pas sans consquences et a entran l'mission de ces composs dans l'environnement partir des sources de transport routier (Poulopoulos et Philippopoulos, 2000 ; Achten et al, 2001; Piguet, 2007). Le MTBE est ainsi list comme substance prioritaire, classification soumise rvision en vue de sa possible identification comme substance dangereuse prioritaire dans la directive cadre sur l'eau (directive 200/60/CE). Le prsent article se focalise sur les missions lis aux pots catalytiques mais il sera important de s'intresser dans un futur proche la prsence des composs MTBE dans l'air et dans les eaux de ruissellement. L'efficacit des pots catalytiques repose sur la prsence d'lments aux proprits catalytiques; il s'agit de mtaux prcieux, les platinodes ou lments du groupe du platine (EGP) tels que le platine (Pt), le palladium (Pd) ou le rhodium (Rh). Ces lments sont

  • 37

    prsents hauteur de 1,5 3 g dEGP par pot (Barefoot, 1997; Palacios et al.,2000b). La circulation de gaz chauds dans le systme provoque l'abrasion des pots et l'mission de mtaux dans l'environnement en quantits relativement faibles et lies aux conditions de circulation et l'ge du catalyseur. Ces missions dEGP, essentiellement particulaires, varient de quelques nanogrammes (ng) quelques centaines de nanogrammes par kilomtre pour le platine, le palladium et le rhodium (Palacios et al., 2000a, Sutherland et al. 2008). On retrouve ainsi des EGP issus des pots catalytiques dans tous les compartiments de l'environnement l'air, les poussires, les sdiments, les sols et les vgtaux principalement proximit du trafic routier et des zones urbaines (tableau I-12). Cette mise en vidence a commenc aux Etats Unis o les premiers pots catalytiques ont t mis en service la fin des annes 70 (Tillery et Johnson, 1975). Il faut cependant attendre la fin des annes 80 pour voir les premires tudes de caractrisation de la pollution environnementale partir des EGP (Hodge et Stallard, 1986; Wei et Morison, 1994) et principalement en Allemagne (Zereini et al., 1997). En France les premires tudes datent du dbut des annes 2000 (Ammoss et Delbos, 2002 ; Tankari Dan-Badjo et al. 2008). Dans les annes 2000 la recherche des EGP dans l'environnement est devenue systmatique dans de nombreux pays (Wang et Sun, 2009; Prichard et al., 2008; Zereini et al., 2007, Wichman et al 2007, Jackson et al., 2007). Rcemment, Tankari Dan-Badjo et al. (2008) ont caractris l'impact des retombs dEGP sur des cultures agricoles. Laugmentation des concentrations en EGP mesures dans lenvironnement en Europe depuis le milieu des annes 1990, saccompagne galement dune volution des rapports lmentaires de ces EGP (Pt/Pd et Pt/Rh) lie laugmentation de lusage du Pd par rapport celui du Pt dans les pots Pt/Rh (vhicules essence) et du nombre de pot Pt avec la dislisation du parc automobile, et tout particulirement en France, (Palacios et al., 2000a, Zereini et al., 2007).

    Tableau I-12 : Concentrations en platine et palladium dans des matrices environnementales (daprs Jackson et

    al., 2007 complt par Laschka et Nachtwey, 1993 ; Laschka et al., 1996 ; Alt et al., 1997)

    Matrice Units N a Platine Palladium Min Moy. Max Min Moy. Max Emissions en sortie de catalyseur g m-1 6 - 4 10-5 - - 2,8 10-5 - Particules en suspension dans l'air g m-3 368 6 10-7 6 10-6 5,7 10-5 8 10-7 1 10-5 1,51 10-4 Poussire routire ppbb 223 0,4 128,3 2252 0 106,4 556,3 Sols ppb 277 0 20,3 330 0 18,8 125,9 Herbes ppb 5 1,2 5,1 17 1,2 2,9 8,6 Sdiments dans avaloirs ppb 23 3,5 8 155 - - - Boues de STEP ppb 121

  • 38

    les sols naturels varie en fonction de la gologie locale mais est globalement du mme ordre de grandeur que celle de la crote terrestre (0,4 g/kg daprs Wedepohl, 1995) et est gnralement infrieure 4 g/kg en Pt et 1,54 g/kg en Pd (Ely et al., 2001). En raison des faibles concentrations environnementales en EGP un grand nombre de publications a t consacr, depuis le milieu des annes 90, aux techniques analytiques permettant d'atteindre ces concentrations (Rao et Reddi, 2000; Reddi et Rao, 1999; Barefoot, 1997) ainsi qu'aux techniques de mise en solution des chantillons solides (Balcerzak, 2002). En raison de ces faibles concentrations l'analyse des matrices environnementales ncessite souvent une phase de pr-concentration et de sparation matricielles. Les principales techniques qui sont couramment utilises pour l'analyse des EGP dans une gamme de concentration sub-ppm (mg/kg) sont : la spectromtrie d'absorption atomique par four graphite (GF-AAS), la torche plasma couple avec la spectromtrie d'mission atomique (ICP-AES) ou la spectromtrie de masse (ICP-MS) et lanalyse par activation neutronique (NAA). L'ICP-MS, est parmi les techniques les plus couramment rpandues, celle qui permet d'atteindre l'analyse des traces avec une limite de dtection de l'ordre du ppt (ng/kg) mais des problmes d'interfrences existent (Whiteley, 2005) tout comme pour l'ICP-AES. Ces interfrences rendent difficile l'utilisation directe de ces deux techniques leur limite de dtection thorique. La GF-AAS prsente galement de nombreuses interfrences qui peuvent tre corriges en partie par les corrections deutrium ou Zeeman. Pour toutes ces techniques il est donc important de prcder lanalyse dune phase de pr-concentration qui permet dabaisser la limite de dtection, et de sparation matricielle, qui permet dliminer les interfrences. Diffrentes mthodes on t passes en revue dans la bibliographie (Kinahan, 2008). Elles peuvent tre regroupes en 4 techniques : prcipitation/co-prcipitation, extraction liquide/liquide, extraction en phase solide, mthode par changeur d'ion (Vlasankova et Sommer, 1999 ; Rao et Reddi, 2000). Lautre tape sensible de la dtermination des EGP dans les matrices solides concerne la mise en solution (Balcerzak, 2002). L galement diffrentes mthodes existent : essai pyrognostique qui est une technique historique en gochimie minire utilisant soit un collecteur de sulfure de nickel soit de plomb (Juvonen et al, 2004), la chlorination, la dissolution acide et la fusion (Balcerzak, 2002; Reddi et Rao, 1999). Il est ainsi possible de sparer 1) les techniques de mise en solution, 2) les techniques de pr-concentration/sparation matricielle et 3) les techniques analytiques. Dans le cadre de la prsente tude, diffrentes mthodes de minralisation utilisant de leau rgale ont t testes. Le choix de la technique de pr-concentration sest port sur une cartouche dextraction en phase solide dont la commercialisation a dbut en 2006. La technique analytique choisie est la spectromtrie dabsorption atomique par four graphite (GF-AAS), technique courante et moins coteuse que lICP-MS. Cet article prsente donc les tests raliss en laboratoire pour chacune des 3 phases listes ci-dessus et lapplication de la technique optimise sur des chantillons prlevs en environnement routier. 5.2 Exprimentations 5.2.1 Instrumentation Un spectromtre dabsorption atomique Varian/deutrium GTA 120 avec passeur automatique et tubes graphite partitionns. Les sources lumineuses sont des lampes cathode creuse de haute frquence spcifiques au Pt et Pd aliments 10 mA. La longueur donde est de 265,9 nm pour Pt et de 247,6 nm pour Pd

  • 39

    avec une largeur de fente de 0,5 nm. Le signal de mesure correspond la surface du pic. Une optimisation du programme de monte en temprature a t effectue. 5.2.2 Extraction en phase solide Les micro-colonnes utilises pour lextraction sont des DIGISEP PM-07 et DIGISEP PM-022 commercialises par la socit SCPScience. Elles sont constitues dun agent organique complexant fix sur un gel de silice (60-100 mesh) et sont vendues pour retenir spcifiquement Au(III), Ag(I), Ir(III), Pd(II), Pt(II, IV), Rh(III) et Ru(III). Ces colonnes sont tout dabord laves, lchantillon est introduit, la colonne est lave pour liminer les interfrents matriciels, lue pour librer les EGP puis de nouveau lave. La solution de lavage est une solution acide dHCl 0,1M. Lluant est une solution de thioure 1M et dHCl 0,1M. Le volume final de la solution contenant les PGE est de 9 ml. Les colonnes peuvent tre utilises plusieurs fois conscutivement aprs lavages successifs. Les micro-colonnes avant dtre actives doivent tre conditionnes par diffrents passages dacide et dluant. 5.2.3 Ractifs Tous les ractifs sont de qualit analytique et leau utilise pour les prparations est de leau dionise. Des solutions standard (Merck Certipur ) 1 g L-1 ont t utilises pour le Pt et le Pd. 5.2.4 Prparation des chantillons Afin de dterminer les performances de la technique analytique et de la technique dextraction, des solutions synthtiques de Pt et de Pd ont t confectionnes par dilution de solutions talons. Les rsultats des tests statistiques sont prsents dans les tableaux I-13 et I-14. Quelle que soit la concentration teste le rendement dextraction pour le platine est suprieur 85% avec des pr-concentrations de lordre de 480 %. Les essais raliss en utilisant diffrentes concentrations de dpart (3 et 10g/L) et diffrentes colonnes (PM-02 et PM-07) sont relativement proches et ne mettent pas en vidence de diffrences dextraction lies ces paramtres. Le facteur limitant la pr-concentration, selon SCPScience, est de ne pas dpasser 10% de la capacit de liaison de la Digisep qui est de lordre de 0,1 0,3 mol/g de DIGISEP. La procdure globale danalyses des matrices solides a t valide par analyse du BCR-723, seul matriau environnemental de rfrence disponible sur le march et certifi pour sa teneur en Pt (81,3 +/-4,60 g/kg) et Pd (6,0 +/-2,19 g/kg). Ce matriau, des poussires routires, a t prlev dans un tunnel autrichien en 1998 (Zischka et al., 2002 ; Sutherland, 2006). Le choix de la solution de minralisation sest port sur leau rgale (mlange dHCl et dHNO3) car elle donne des rsultats satisfaisants (Sutherland et al., 2008). Aprs diffrents essais de minralisation ( 125C en milieu ouvert dans un racteur CEM, 180C en milieu ouvert dans un behrotest ), la mise en solution par four micro-onde a t retenue (2 appareils ont t tests, le Multiwave dAnton Paar et lETHOS 1600 de thermoelectron). La prise dessai dchantillon a t fixe 1,0 g. Leau rgale constituant un milieu fortement oxydant, il est ncessaire afin de prserver lintgrit de la micro-colonne de raliser une mise sec de la solution de minralisation puis sa reprise par de lHCL 0,1M. 2 Les colonnes DIGISEP PM-07 et PM-02 sont thoriquement identiques

  • 40

    Afin de pouvoir analyser de faon satisfaisante un chantillon, sa teneur en EGP aprs passage sur la micro-colonne doit tre suprieure la limite de quantification de la technique analytique soit 10g/L pour le platine et 5g/L pour le palladium. Ces concentrations sont atteintes par passage successif de plusieurs volumes du mme chantillon pour les sols et pour les solutions synthtiques, ce qui a pour effet de cumuler la masse dEGP dans la micro-colonne avant lution et donc dans la solution dlution. Cette procdure a bien entendu une limite oprationnelle en raison de la dure de lessai et du nombre de mise en solution ncessaire pour dpasser la limite de quantification.

    Tableau I-13 : Performances analytiques de la GF-AAS pour le platine et le palladium dans les conditions exprimentales (solutions synthtiques).

    Platine Palladium Gamme de concentration 0 100 g/L

    0 40 g/L Calibration de lappareil Hauteur de pic

    Hauteur de pic Courbe dtalonnage second degr global linaire Coefficient de corrlation 0,99976

    0,9994 Limite de quantification 10 g/L

    5 g/L Rptabilit Incertitude

    4,7% ( 10g/L) 1,7% ( 40 g/L) 5,3% ( 40 g/L)

    N.d.

    Les essais raliss sur le matriau de rfrence BCR-723 permettent de calculer une concentration moyenne en platine de 55,1 g/kg 23, 4% (coefficient de variation). Cette valeur correspond un rendement dextraction moyen de 0,7 24% pour le platine (n=12). Le rendement le meilleur tant de 0,91 et le plus faible de 0,44. Ce rendement trs variable dpend essentiellement de lhistorique de la colonne, du nombre de fois quelle a t utilise et de la masse de la prise dessai cumule dun mme chantillon. Cette variabilit englobe galement celle associe aux diffrents modes dextraction. Une des limites de la micro-colonne repose en effet sur son dfaut de slectivit en raison de la comptition entre les EGP, le Pb2+ et le Cu2+ vis vis des sites dadsorption des mtaux dans la micro-colonne. Ces deux lments tant prsents des concentrations importantes dans le BCR (Pb : 866 mg/kg ; Cu : 226 mg/kg), on peut supposer quils sont la cause des rendements dextraction les plus faibles. Des essais (analyses du Pb et Cu avant et aprs passage sur la colonne) sont en cours afin de prciser ce point. Il est clair que le passage successif et/ou cumul de solution de minralisation sur les micro-colonnes entrane une baisse de rendement significative. Ainsi une prise dessai cumule de 4 g de BCR-723 passe sur une colonne ayant dj connu 9 passages dchantillon fournit un rsultat final de 37 g/kg, soit un rendement dextraction de 45,9 %. Le passage dchantillons concentr est donc une des limitations dusage de la colonne par rapport

  • 41

    une analyse en GF-AAS, lidal serait dutiliser lICP-MS qui permet datteindre des limites de quantification bien meilleure (0,2 g/L contre 10 g/L). Sur la base de ces essais, la dure de vie (avant diminution significative du rendement dextraction) des micro-colonnes peut tre estime 5 passages de solution de minralisation d1g dun chantillon du mme type que le BCR-723. Tableau I-14 : Performances de la procdure dextraction et de pr-concentration en utilisant les colonnes

    DIGISEP DIGISEP PM-07 DIGISEP PM-02 Solution synthtique 3 g/L de platine Facteur de pr-concentration a Rendement dextraction moyen b

    383 % 0,87

    375% 0,85

    Solution synthtique 10 g/L de platine Facteur de pr-concentration a Rendement dextraction moyen b

    395% 0,90

    376% 0,86

    a facteur de pr-concentration = 100 x (concentration analyse aprs pr-concentration/concentration thorique)

    b Rendement dextraction = concentration analyse aprs extraction/ concentration cible Des essais croiss ont t raliss avec un laboratoire reconnu pour lanalyse des EGP dans les matrices environnementales (Laboratoire X) qui a analys le BCR-723 en aveugle (Tableau I-15). Dans ce laboratoire, aprs minralisation leau rgale en four micro-onde (Thermoelectron Ethos 1600), les chantillons sont analyss par ICP-MS (VARIAN 810 UltraMass) en utilisant des talons internes. Les limites de quantification sont de 5g/kg pour chaque lment (platine, palladium, rhodium), la prcision est de 30% jusqu 25 g/kg puis de 15% au-del. Ces essais montrent clairement une forte surestimation des concentrations mesures par ICP-MS pour le Pd et dans une moindre mesure pour le Rh. Ce dcalage peut en grande partie sexpliquer par les nombreuses interfrences qui rendent les rsultats de lICP-MS hasardeux sans utilisation dune technique de sparation des EGP ou dune cellule de collision pralable lanalyse (Rauch et al., 2000 ; Schwesig et Rbel, 2005). Ainsi Schwesig et Rbel (2005) ont illustr ce problme en ralisant des analyses ICP-MS du BCR-723 (aprs minralisation leau rgal) sans correction et aprs passage sur une rsine changeuse dion ; les concentrations analyses (Mesure sans correction/ mesure aprs sparation en g/kg) sont de 82,8 6,9 / 80,9 2,3 pour le Pt, 240 200 / 5,2 0,8 pour le Pd et 46,8 4,8 / 15,3 2,8 pour le Rh. Les rsultats obtenus par le couplage micro-colonne/GFAAS sont globalement satisfaisants indiquant la bonne aptitude de cette procdure pour la dtermination des concentrations en platine et palladium dans une matrice environnementale telle que les poussires de tunnel routier.

  • 42

    Tableau I-15 : Analyses de platine (Pt), palladium (Pd) et rhodium (Rh) ralises sur le matriau de rfrence BCR-723 dans le cadre de cette tude

    BCR-723 (g/kg) Platine (Pt) Palladium (Pd)

    Rhodium (Rh)

    Valeur cible/ CVa 81,3 5,7 % 6,0 36,5% 12,8 12,4 LROP - globalit des essais

    Concentration CVa Rendement

    -essais sur colonnes neuves

    Concentration CVa Rendement

    56,6 22,8 % (n = 11) b 69,6% 69,7 10,9% (n = 6) b

    85,7%

    5,5 c

    n.d.

    Labo X Concentration rendement

    75 92,3 %

    197 3283,3%

    24,1 188,3%

    a Coefficient de variation en % b n : nombre dextractions utilises dans le calcul c valeur estime car suprieure la limite de dtection mais infrieure celle de quantification n.d. = non dtermin

    Des analyses ont t ralises suivant cette procdure sur des chantillons de sols prlevs dans le cadre de la prsente opration de recherche en bordure dinfrastructures de transport trs circules (trafic moyen mono-sens de lordre de 50 000 vhicule/jour) en rgion Ile de France et nantaise (tableau I-16). Ces rsultats tmoignent de concentrations relativement leves pour les EGP et dune dcroissance relative des concentrations en Pt et Rh en sloignant de laxe de la route (Figure I-22, donnes du Laboratoire X). Ces rsultats sont cohrentes avec les donnes de la bibliographie (Zereini et al., 2007 + tableau I-12). Les concentrations en palladium ne montrent pas cette tendance et restent relativement stables plus de 50 m du bord de la route. Mme si un comportement particulier du Pd a dj t mis en vidence (Hooda et al., 2007), il semble galement que lanalyse du Pd par ICP-MS reste problmatique (cf plus haut). Lcart entre les concentrations mesures par les techniques micro-colonne/GFAAS et ICP-MS pour le Pt est en moyenne de 40%.

  • 43

    Tableau I-16 : analyses de Pt, Pd et Rh ralises sur diffrentes matrices environnementales dans le cadre de cette tude. Le trafic moyen approximatif par sens circul est indiqu.

    (g/kg) LROP Labo X Pt Pd Pt Pd Rh

    SOLS RN186 (50 000 vh/jour) (1 m de la glissire)

    1 2 3

    115,1 10,9%a 196,2 12,1% 216

    164,4 17,1% 159,7 151,2

    200 248 375

    170 333 541

    44,3 38,7 69

    A13 (42 000 vh/jour) E1 E2 E3 E5 E6 E7 E8 Foss non entretenu

    nd nd nd nd nd nd nd 179,6

    52,43 nd nd nd nd nd nd nd

    41,7 10,3

  • 44

    Les concentrations en Pt des diffrents chantillons (sols et sdiments) sont du mme ordre de grandeur alors quelles sont plus variables pour le Pd. Comme suggr par diffrents auteurs la variabilit des concentrations serait principalement lie la configuration du site et au type de conduite plus quau trafic lui-mme (Zeichmaster et al., 2007 ; Hooda et al., 2007). Des analyses dlments traces mtalliques (ETM) ont galement t ralises sur certains chantillons de sol et sdiment. Les sols marqus par un passif de pollution routire, antrieure lusage des pots catalytiques, caractriss par de fortes concentrations en plomb (A13, RN186, A15, RN184), sont galement ceux prsentant les plus fortes concentrations en EGP (figure I-24). Par contre le sol prlev dans un foss de la N104, prsentant un passif moindre en termes de pollution en raison des procdures dentretien et de recalibrage, est caractris par de faibles concentration en plomb (N104) et des concentrations en Pt relativement leves (figure I-24).

    Figure I-23 : Evolution des concentrations en platine (Pt), palladium (Pd) et Rhodium (Rh) en

    fonction de la distance la route (A13, chantillons E1 E8, cf. tableau 6). A lexception du Pd (dont les mesures sont entaches de doute) les analyses ralises par le laboratoire X, les EGP ne sont pas quantifiables (

  • 45

    0

    200

    400

    600

    800

    1000

    1200

    1400

    1600

    0 50 100 150 200 250Concentrations en Pt (g/kg MS)

    A12-bassinA13RN186RN844-bassinA13-foss ancienN104-foss rcent

    Conc

    entra

    tion e

    n Pb (

    mg/kg

    MS)

    Figure I-24 : Concentrations en plomb et en platine de diffrents sols et sdiments de bordure de

    route. 5.3 Conclusion Lutilisation dune technique analytique courante au cot dinvestissement modre la GF-AAS donne de bons rsultats vis vis des EGP dans lenvironnement routier et principalement dans les matrices solides via lutilisation de micro-colonnes permettant de concentrer les EGP des chantillons et den supprimer les interfrents matriciels. Les limites de cette techniques de sparation reposent sur la comptition entres les EGP et certains lments mtalliques vis vis des sites dadsorption spcifiques de la micro-colonne. Les rsultats fournis par lICP-MS doivent en ce qui concerne le rhodium et principalement le palladium tre pris avec la plus extrme rserve en raison des interfrences analytiques difficilement rsolues avec les techniques classiques dICP-MS (mme haute rsolution). La configuration idale serait dutiliser les micro-colonnes associes lICP-MS, ce qui rsoudrait les limites de sensibilit de la GF-AAS et donc les problmes lis la multiplication des passages sur colonne du mme chantillon- et les problmes dinterfrence de lICP-MS. Il sera ncessaire par la suite de poursuivre la mise en uvre de la technique sur les matrices vgtales et aqueuses. 6. Conclusions gnrales Les tudes de caractrisation menes sur un grand nombre de sdiments de lassainissement pluvial confirment les travaux prcdents savoir ; ces sdiments sont frquemment pollus, tant par des polluants organiques hydrocarbures, HAP) que par des mtaux. Une typologie des sdiments de fosss et bassins t ralise. Concernant les sdiments de fosss, il apparat que les teneurs en hydrocarbures, Pb, Zn et Cu augmentent avec le trafic

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    mais linfluence est peu marque pour les trafics < 40 000 vhicules/jour. On ne dcle pas dinfluence pour Cd, Cr et Ni. Linfluence napparat pas non plus pour les sdiments de bassins. Dautres paramtres interviennent tels que limpluvium routier capt, la nature du bassin, son fonctionnement etc. Par ailleurs, des analyses plus pousses ont t effectues sur 4 bassins routiers, 2 bassins urbains et 2 balayures de voiries. Ces sdiments seront tudis dans les diffrentes parties de ce document de synthse. La caractrisation de la matire organique montre que la matire organique anthropise est situe dans la phase lipidique dite mobile alors que les substances humiques sont dorigine naturelle. Pour des tudes ultrieures il faudra donc aprs une caractrisation fine de la matire organique (lipides et substances humiques) effectuer un suivi de la fraction lipidique. Pour le suivi futur de ce type dchantillons la technique de pyrolyse multi-shot permettra une tude rapide des molcules organiques prsentes. Les chantillons prsentant des signes danthropisation devront tre par la suite analyss par extraction et caractrisation de la fraction mobile lipidique. Enfin, des essais ont t raliss concernant lanalyse des platinodes (Pt, Pd, Rh) dans ces sdiments. Lutilisation dune technique analytique courante au cot dinvestissement modre la GF-AAS donne de bons rsultats vis vis des EGP dans lenvironnement routier et principalement dans les matrices solides via lutilisation de micro-colonnes permettant de concentrer les EGP des chantillons et den supprimer les interfrents matriciels. Les limites de cette techniques de sparation reposent sur la comptition entres les EGP et certains lments mtalliques vis vis des sites dadsorption spcifiques de la micro-colonne. Les rsultats fournis par lICP-MS doivent en ce qui concerne le rhodium et principalement le palladium tre pris avec la plus extrme rserve en raison des interfrences analytiques difficilement rsolues avec les techniques classiques dICP-MS (mme haute rsolution). La configuration idale serait dutiliser les micro-colonnes associes lICP-MS, ce qui rsoudrait les limites de sensibilit de la GF-AAS et donc les problmes lis la multiplication des passages sur colonne du mme chantillon- et les problmes dinterfrence de lICP-MS. 7. Bibliographie Achten C., Kolb A., Puttman W. (2001). Methyl ter-butyl ether (MTBE) in urban and rural precipitation in Germany. Atmospheric Environment., 35, 6337-6345. Alt F., Eschnauer H.R., Mergel B., Messerschmidt J., Toelg G. (1997). A contribution to the ecology and enology of platinum. Fresenius Journal of Analytical Chemistry ,357, 1013 1019. Ammosse J., Delbos V. (2002). Dispersion dans lenvironnement routier et urbain de Pt, Pd et Rh mis par les pots dchappement catalytiques. Etude de la spciation des lments. C. R. Chimie, 5, 565570. Bckstrm M. (2001). Particle trapping in grassed swales. In Les nouvelles technologies de lassainissement pluvial, 1, 391- 398, Lyon Villeurbanne, France. NOVATECH 2001. Balcerzak M. (2002). Sample digestion methods for determination of traces of precious metals by spectrometric techniques. Analytical Sciences, 18, 737-750.

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    DEUXIEME PARTIE

    EVALUATION DU POTENTIEL DE RELARGAGE DES RESIDUS DE LASSAINISSEMENT PLUVIAL ROUTIER ET

    URBAIN (RAR) EN POLLUANTS METALLIQUES ET CARACTERISATION DES PHENOMENES DE TRANSFERT

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    1. Introduction Cette partie du rapport concerne ltude du potentiel de relargage en polluants mtalliques dune partie des produits de lassainissement pluvial tudis en partie I. Les RAR nont pas tous le mme devenir. Certains matriaux vont tre stocks par les collectivits comme les balayures de chausses ou les sdiments sur les terrains des services dexploitation-entretien ou sur des sites de dcharge contrls aprs curage dans lattente dune r-utilisation. Dautres tels que les sdiments de bassins non curs vont rester en place dans les ouvrages pour des dures trs variables. Du fait du niveau de contamination des produits, leur stockage ou leur maintien en place posent des problmes lis au fait quune infiltration deaux pollues par lixiviation ou drainage des matriaux est toujours possible avec un risque de contamination des eaux de surface ou souterraine associ. Un choix de matriaux et de scnarios de mobilisation a t effectu puis des expriences en racteurs ferms (batch) et en colonne de laboratoire ont t ralises pour quantifier et comparer la mobilisation des polluants mtalliques contenus dans les matriaux et proposer des mcanismes de relargage. Lapproche est base sur une exprimentation en laboratoire avec analyse chimique des ETM et des lments majeurs et des observations microscopiques (MEB) des lixiviats des matriaux. Un des objectifs secondaires est dvaluer si le relargage des mtaux seffectue sous forme particulaire collodale. Un premier essai de modlisation du relargage des lments polluants a t ralis laide du code de transfert ractif (Phreeqc). Un rsum des travaux de simulation de transfert effectu grande chelle est galement propos. Les personnes ayant contribu la ralisation de cette tude sont B. Bchet (LCPC), avec le soutien technique de S. Ricordel et les membres du laboratoire de chimie de la division EE ; C. Hbrard du LR de Lille avec laide technique de G. Carlier (Master 2) et des techniciens du laboratoire, M. Duc et L. Letellier (LCPC) pour les observations microscopiques, C. Le Guern (BRGM) pour la partie modlisation en colonne de laboratoire et L. Eisenlohr (LR Lyon) avec laide de stagiaires de Master 2 (B. Grapton et J. R-Bahuaud) pour la modlisation avec le code FeFlow. Ce chapitre est un rsum des travaux effectus sur le thme du transfert. Les diffrentes tudes sont disponibles de faon plus dtaille par ailleurs. 2. Point bibliographique La contamination des produits de lassainissement tant mtallique (Zn, Cu, Pb, Ni, Cd Cr, platinodes) quorganique (hydrocarbures, HAP, pesticides, BTEX) nest plus dmontrer (cf. partie I du rapport). La question du risque de transfert des contaminants a aussi t aborde, gnralement de faon assez complte pour des sdiments de bassins dinfiltration : suivi de la qualit de la nappe sous-jacente (Datry et al., 2003), rpartition des polluants lchelle des bassins (Dechesne et al, 2004), exprimentation au laboratoire (extractions squentielles, batch, colonne) (Guin et al., 2003 ; Durin et al, 2007 ; Larmet, 2007), souvent de faon plus partielle pour des produits tels que les balayures de chausses ou les terres de fosss. Dans ces tudes, le transfert des mtaux trace en association avec des collodes minraux, organiques et/ou biotiques a toujours t mis en vidence, ces particules tant majoritairement prsentes dans la fraction infrieure 0,45 m. Cependant les exprimentations sont encore souvent menes en conditions satures et non en conditions de lixiviation en colonne ouverte. Les tudes de modlisation du relargage laide de codes de transfert ractif sont quant elles rares. On note par exemple des travaux sur les sols de bord de route (Hanna et al., 2009) et sur les sdiments de curage de canaux (Lions et al., 2007). La modlisation des transferts ncessite ltablissement de modles gochimiques des matriaux tudis. La complexit des RAR rend difficile cette tape, seuls quelques auteurs ont propos une analyse minralogique fine de ces matriaux (Clozel et al., 2006).

  • 53

    Les facteurs pouvant influer sur la mobilit des lments trace mtalliques partir des produits de lassainissement pluvial sont par rfrence ce qui a pu tre observ pour des sols de bord de route ou les sols industriels pollus (Delolme et al., 2007) :

    - les variations des paramtres physico-chimiques des eaux interstitielles ; - les variations des conditions hydrauliques et hydrodynamiques ; - la prsence et le dveloppement dune flore et dune faune crant par exemple des

    macropores dans les matriaux favorisant les coulements deau et les transferts de polluants.

    Les paramtres physico-chimiques varient soit par dversement accidentel de substances modifiant les conditions de pH ou doxydo-rduction, ou de substances complexantes avec des mtaux (hydrocarbures, sels), soit de faon saisonnire lors des oprations de salage des voiries en hiver ou simplement par variation des conditions hydriques (alternance pisodes de pluie/drainage). 3. Matriaux Quatre matriaux ont t slectionns pour les exprimentations sur le transfert : trois sdiments de bassins de rtention et/ou infiltration (Chevir, Citron et Lille-G08) et des balayures de chausse de Lille. A lexception du sdiment G08, les matriaux sont ceux utiliss dans les autres tudes de lopration. 3.1 Sdiment du bassin de Chevir (zone priurbaine - rgion nantaise) Le site de prlvement, en milieu routier priurbain, est dcrit dans la partie 2.1.1 du rapport. Il sagit dun bassin de rtention-infiltration des eaux de ruissellement du pont nantais le plus circul (90000 vhicules/jour). Il sest vgtalis naturellement depuis sa cration en 1991. Du fait du caractre infiltrant du bassin, le sdiment subit des alternances de phases oxiques et anoxiques, le temps de re-essuyage tant de 3 4 jours aprs de fortes pluies. Un prlvement spcifique, denviron 50 kg, a t ralis en aval du bassin le 23 avril 2007 aprs une priode de pluies fortes du 28 mars au 16 avril 2007 (hauteur deau de 0,2 16,4 mm (orage)). Ce prlvement est effectu avec une pelle en acier inoxydable dans la zone la plus riche en matire organique naturelle du bassin (prsence dune strate herbace). Aprs homognisation, lchantillon brut est conserv 5C. Le matriau est ensuite prpar pour lexprimentation. Il est sch lair libre avec broyage des mottes au mortier et tamis 2 mm. 3.2 Sdiment du bassin de Citron (site urbain rgion parisienne) Le site de prlvement, en milieu urbain, est dcrit dans la partie 2.2.3 du rapport et dans la thse de F. Ptavy (2007, p.97-98). Le bassin de rtention btonn, cr en 1975, recueille les eaux de ruissellement des surfaces impermabilises de lentreprise PSA et des routes limitrophes. Le sdiment de Citron utilis est chantillonn dans les 2 caisses de 1 m3 constituant un stock prlev le 21 juin 2006 au cours du travail de thse de F. Ptavy. Le prlvement dorigine a t effectu par raclage de la surface totale du bassin sur une paisseur de 10 cm. Le bassin tant toujours en eau, il ne prsente pas de vgtation hormis en bordure. Les 25 kg de matriau prlev dans les caisses sont mlangs et schs lair libre, puis tamiss 2 mm. 3.3 Sdiment du bassin de Lens G08 (site urbain rgion lilloise) Le site de prlvement est situ dans une zone trs urbanise et industrialise, Lens (59).Le prlvement a t ralis le 23/05/07.

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    3.4 Balayures de chausse de Sequedin (zone urbaine rgion lilloise) Les prlvements sont dcrits dans la partie I du rapport. Les matriaux sont stocks sur le site du LRPC de Lille et un prlvement de 20 kg est effectu pour les exprimentations. 3.5 Caractrisation physico-chimique et minralogique des matriaux Les matriaux ont t, soit caractriss pour cette tude spcifique, soit dans le cadre dautres tudes rcentes, lorigine des donnes est note en rfrence dans les tableaux ci-dessous. Les tudes sur la minralogie des produits de lassainissement sont rares. A titre illustratif, lanalyse minralogique du sdiment de Chevir (plus dtaille dans la partie Modlisation) et de balayures de Bordeaux est propose dans le tableau II-1. Les tableaux II-2 II-4 rcapitulent les donnes sur les paramtres physico-chimiques disponibles et la composition chimique des matriaux utiliss dans lexprimentation.

    Tableau II- 1 - Minralogie du sdiment de Chevir et des balayures de voirie de Bordeaux Fraction non magntique mtallique ferro-magntique

    Chevir

    Durand C. (2003) Durin B. (2006)

    Qz +++ Fd plagioclase + Chlorite + Illite + Kaolinite tr Microcline tr Amphibole tr

    Calcite inf 10%

    Oxydes de fer Alliages Pb, Cr, Ni, Cu

    Balayures de Bordeaux (

    titre de comparaison)

    Durand C. (2003)

    Qz +++ Fd +++ Calcite + Chlorite +

    Verre non minral +

    Al Fe/Fe2O3 Barytine (BaSO4) Monazite (Ce, La, Th, PO4) Titanomagntites (Fe2O3, TiO2)

    Tableau II-2 - Granulomtrie et paramtres physico-chimiques des matriaux

    d10 m

    d50 m

    d90 m pH

    Conductivit S/cm

    M.V %

    COT g.kg-1

    Carbonates g.kg-1

    Chevir Cette tude 19 B. Durin, 2006

    (

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    TableauII- 4 - Concentrations en lments trace des matriaux mg kg-1 Cd Cr Cu Ni Pb Zn Ti As

    Chevir Cette tude 1,9 99 417 40 372 2199 2887 30 Citron Cette tude 3,9 93 391 44 322 1964 3352 8

    Lille G08 Cette tude 12 100 483 57 677 3040 928 18 Balayures Squedin Cette tude 0,5 76 148 23 156 396 705 4

    NB : les valeurs en gras sont suprieures aux normes dintervention du rfrentiel nerlandais. Les cases grises correspondent aux valeurs suprieures aux valeurs seuils du mme rfrentiel. Les concentrations en mtaux trace mesures dans les chantillons utiliss pour les expriences en colonne des sites de Chevir, Citron et Squedin sont tout fait comparables celles indiques dans les travaux de Ptavy (2007) et Durin (2006). Les concentrations en mtaux trace sont relativement comparables pour les trois sdiments, hormis Cd plus concentr et Ti moins riche dans le sdiment G08. Les balayures contiennent moins de mtaux, du fait dune granulomtrie plus grossire que les autres matriaux. La matire organique de certains des matriaux a t tudie par C. Durand (2004, 2005) et dans le cadre de cette opration de recherche. Le tableau II-5 prsente les rsultats obtenus par le fractionnement oprationnel de lIHSS sur la base des proprits de solubilit des diffrentes composantes de la matire organique. Tableau II-5 - Concentrations en hydrocarbures totaux et fractionnement de la matire organique des

    matriaux % Hc totaux

    mg kg-1 HAP

    mg kg-1 Humine % Acides

    humiques %

    Acides fulviques

    % Lipides

    % Chevir Ptavy F. (2006) 3540 29 57,6 18 4,5 19,9 Citron idem 520 Pour le sdiment de Chevir, la fraction lipidique neutre est constitue dhydrocarbures (huiles) et de HAP des concentrations leves. Des produits issus de la combustion des carburants, des composs issus des vgtaux suprieurs (acides gras longs, strols, alcools longs..) et des molcules issues de lactivit bactrienne (acides gras ramifis) sont analyss dans cette fraction. Les substances humiques (prises dans leur ensemble) contiennent des biopolymres dorigine vgtale ou microbienne, ainsi que des fibres ligneuses (drivs aromatiques polyfonctionnels). Ces substances sont le rsultat de la dgradation de rsidus vgtaux. 4. Protocoles exprimentaux 4.1 Objectif et choix des extractants Les extractions en batch sont classiquement ralises avec du NaCl ou du MgCl2 dans la premire tape des schmas dextractions squentielles. Lobjectif dans cette tude est dutiliser une solution extractante saline qui se rapproche, dun point de vue concentrations en cations majeurs et rapport ion divalent majeur/ion monovalent, de ce qui est mesur dans les eaux de ruissellement. La mme solution sera utilise en batch et en colonne.

  • 56

    Les teneurs en ions majeurs sont rarement values dans les tudes sur les charges polluantes des eaux de ruissellement. Deux tudes sur Nantes ont servi de rfrence pour valuer la variation des concentrations en cations majeurs au cours dune anne : une tude sur le pont de Chevir (Durin, 2006) et une tude sur lA11 (Pagotto, 1998). Ces tudes mettent en vidence la prsence de Ca et Na, comme cations majeurs. Les rapports de concentrations varient de 1 20 en fonction de la saison, cest--dire des pisodes de salage en hiver. Ces rsultats permettent de choisir CaCl2 et NaCl comme sels constitutifs de la solution extractante et deux rapports de concentrations en mol/L correspondant un minimum (Na/Ca = 1) et un maximum (Na/Ca = 20). La concentration en CaCl2 est fixe 10-4 M et NaCl est soit la mme concentration, soit une concentration de 2.10-3 M. 4.2 Exprimentation en racteurs ferms Les extractions ont t ralises avec les deux solutions salines de Ca et de Na, ainsi quavec de leau ultra-pure et du NaCl 2 concentrations (10-3 mol/L (conductivit 100 S/cm) et 1,55.10-2 mol/L (conductivit 2 mS/cm)). Seuls les rsultats avec les solutions salines mixtes sont prsents dans ce rapport. Le protocole exprimental des expriences en racteur ferm ralises sur matriau sch 40C et tamis 2 mm est le suivant :

    Mlange dans une bouteille en verre de 1 L dune masse de sol de 400 g et dun volume de solution de 800 mL. Le rapport L/S de 2 permet par rapport au rapport de 10 habituellement utilis de sapprocher plus du rapport L/S des colonnes de matriau (porosit de 0,4 0,5)

    Agitation rotative pendant 24 h 15 trs/min (des travaux antrieurs ont montr que cette dure dagitation permettait datteindre en batch une extraction maximale. Au del des phnomnes chimiques se produisent conduisant une radsorption)

    Centrifugation 4000 trs/min pendant 10 min Filtration du surnageant 8 m et 0,45 m : la filtration 8 m permet de conserver

    thoriquement les mtaux et majeurs sous forme collodale et dissoute, une filtration 0,45 m (coupure oprationnelle entre particulaire et dissous ) est applique pour pouvoir comparer les rsultats avec des rsultats antrieurs.

    Dosage des deux chantillons filtrs pour dterminer la teneur en carbone organique et les concentrations en lments majeurs et traces (Cd, Cr, Cu, Ni, Zn, Pb) par ICP-AES (LCPC Nantes) ou ICP-MS (LRPC Lille).

    Les expriences sont ralises en duplicat. 4.3 Exprimentation en colonne 4.3.1 Montage exprimental des colonnes de lixiviation (figure II-1) Les colonnes en verre utilises ont un diamtre interne de 9,3 cm et une hauteur de 30 cm. Elles sont quipes dun robinet en tflon en bas du ft. Une pompe pristaltique 2 voies assure lalimentation de la colonne par le haut, dbit constant. Le fluide est rparti en deux par un Y et linjection seffectue par les deux trous centraux dune plaque perce comportant 10 trous de 8 mm. La plaque repose sur un lit de billes de verre (diamtre des billes = 6 mm, paisseur du lit = 2 cm) afin de rpartir le fluide la surface du matriau de la faon la plus homogne possible. La couche de matriau a une hauteur denviron 10 cm. Elle repose sur un ensemble constitu dune grille PEHD mailles carres de 0,5 mm douverture (marque Kartell), dun filtre Whatman ashless N41 (autour de 20 m de diamtre de pores) et dune plaque perce de petits trous. A la sortie du robinet, la collecte de lluat seffectue

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    dans une prouvette gradue (ou bcher) aprs passage dans un entonnoir comportant un filtre Whatman ashless N41.

    Figure II-1 - Montage exprimental pour les expriences en colonne de laboratoire 4.3.2 Prparation des colonnes Des tests pralables dinfiltration sur les diffrents matriaux ont conduit dfinir deux catgories de matriaux : les matriaux utilisables secs (Citron, balayures de chausse, G08) et les matriaux utilisables humides (Chevir). Il savre en effet que lhydrophobicit des matriaux nest pas identique et la pntration de leau en colonne dans le sdiment de Chevir, sans pression impose, nest possible quavec un matriau humidifi au pralable. La proprit dhydrophobicit importante du sdiment de Chevir pourrait tre lie sa forte teneur en matire organique naturelle. Etant donn que les essais de lixiviation vont seffectuer en conditions de non saturation, lobjectif lors de la prparation des colonnes est de maintenir, pour chaque colonne, la mme masse de matriau et la mme densit apparente (masse de sol sec/volume de colonne). On se base sur une densit apparente de 0,6, valeur obtenue lors dessais pralables et lors dessais dinfiltromtrie sur le terrain. Protocole de remplissage Les matriaux sont schs 40C et tamiss 2 mm. Pour le sdiment de Chevir, utilisable uniquement humide, 500 g de matriau sec sont pess et humidifis 40% en masse avec une solution de NaCl + CaCl2 de faible force ionique (8.10-4 M, soit NaCl 2.10-4 M et CaCl2 2.10-4 M) (leau constitue 40% de la masse totale de matriau introduite dans la colonne). La solution est prpare avec de leau ultra-pure. La quantit de matriau dans la colonne est denviron 400 g. Les autres matriaux sont utiliss tels quels. La quantit de matriau sec est de lordre de 600 g. Un lit dune hauteur de 10 cm est constitu en 3 couches successives. Chaque couche de 4,3 cm initialement est rduite dun cm par compactage avec une dame de 500 g lche 10 cm du matriau 2 fois.

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    Protocole de saturation des colonnes La mise en eau de la colonne est effectue dbit lent (6 mL/mn), avec la solution faible force ionique (NaCl 2.10-4 M et CaCl2 2.10-4 M). On mesure le temps dapparition de la premire goutte en bas de colonne et la colonne est pese avant et aprs mise en eau pour dduire le volume deau initial dans lespace poral. Il sera aussi calcul en fin dexprience par pese pour valuer son volution. Le volume poreux thorique et le volume deau dans la colonne sont compars pour chaque colonne. Protocole exprimental pour ltude du potentiel de relargage Deux paramtres ont t choisis pour tudier le potentiel de relargage des matriaux : une variation de salinit et une variation de dbit dinfiltration, pour valuer leffet de perturbations chimiques et physiques. Des essais prliminaires ont conduit proposer un scnario en trois phases permettant dtudier ces effets :

    - une phase de rhumidification aprs le schage des matriaux stocks en surface ou aprs le re-essuyage (phase 1);

    - une phase de variation de salinit des eaux de ruissellement : les solutions salines mixtes Ca/Na faible et forte concentrations sont injectes successivement dans la colonne (phase 2);

    - une phase darrt reprise de lcoulement correspondant des pluies successives en priode pluvieuse (phase 3 + 2 arrts de 15 h (not 1 nuit) pendant les phases 1 et 2). Le choix du dbit dalimentation des colonnes sest effectu selon la mthodologie propose dans la thse de H. Larmet (2007) par rapport la pluviomtrie lyonnaise (tableau II-6).

    Tableau II-6 - Calcul des dbits dalimentation appliquer aux colonnes pour se placer dans une configuration proche du terrain

    Alimentation Lyon Intensit pluie

    (mm/h) Dure (mn) Bassin versant

    Django (mm/mn) Equivalent Colonne (mL/mn)

    Stockage Surface (mm/h)

    Equivalent Colonne (mL/mn)

    PN PO PA

    1,5 12 1,1

    240 100

    1100 3

    24 2,2

    23 163 15

    1,5 12 1,1

    0,17 1,4

    0,13 Nantes Intensit pluie

    (mm/h) Dure (mn) Bassin Chevir

    (mm/mn) Colonne (mL/mn)

    Stockage Surface (mm/h)

    Equivalent Colonne (mL/mn)

    min max

    0,01 1,7

    120 120

    0,042 0,7

    0,3 5

    0,01 0,0012 0,2

    PN : pluie normale PO : pluie orage PA : pluie automne Les donnes pour Nantes correspondent la valeur minimale et la valeur maximale des moyennes journalires en mm/h sur la priode 2000-2005 sur le bassin de lAubinire Nantes. La dure moyenne des vnements est value partir des chroniques. Par rapport aux valeurs du tableau ci-dessus, le choix a t fait de travailler un dbit de 6 mL/mn. Des expriences ont aussi t ralises 23 mL/mn, mais elles ne sont pas prsentes dans ce rapport.

  • 59

    Schma de la succession des phases

    PHASE 1 PHASE 2 PHASE 3

    Figure II-2 - Schma du scnario exprimental

    PHASE 1 Injection de la solution faible force ionique (NaCl et CaCl2 2.10-4M) jusqu' diminution et stabilit de la conductivit. Dure approximative de la stabilisation : 5 10 volumes poreux (Vp) - Rcupration de l'luat par Vp sur une journe

    PHASE 3a Arrt de lalimentation pendant 15 h (1 nuit) PHASE 2

    Injection de la solution forte force ionique (NaCl 4.10-3M et CaCl2 2.10-4M) pendant 3 Vp(rcupration de 3 Vp) Retour la premire solution jusqu' diminution et stabilit de la conductivit. Rcupration de l'luat par Vp.

    PHASE 3b Arrt de lalimentation pendant 15 h (1 nuit) Reprise de lalimentation avec la solution faible concentration

    PHASE 3c 3 jours de schage Injection de la solution faible force ionique (NaCl et CaCl2 2.10-4M) jusqu' diminution et stabilit de la conductivit. Rcupration de lluat par Vp

    Le dbit rel dans la colonne est mesur au cours de lexprience par pese et mesure de la dure de collecte de chaque Vp. Les chantillons collects sont filtrs 8 et 0,45 m. Les mesures physico-chimiques de conductivit, pH et absorbance 254 nm sont effectues sur chaque filtrat, ainsi que les dosages des lments chimiques (lments constitutifs des phases collodales : Al, Fe, Mn, Si, COT; cations majeurs : Ca, K, Na, Mg ; ETM : Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn, As, Ti).

  • 60

    5. Rsultats et discussion sur les expriences en batch et en colonne 5.1 Extraction des mtaux trace et des lments majeurs en racteurs ferms Les expriences sont ralises selon le protocole dcrit au paragraphe 4.3. Le niveau dextraction est tout dabord calcul par rapport la teneur en lments mtalliques des matriaux (Tableau II-7) Tableau II-7 : Concentrations en solution des mtaux trace et pourcentage extrait (fraction

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    Les figures II-4 II-7 prsentent les rsultats des extractions sur les diffrents matriaux, en prsence du mlange NaCl/CaCl2 une concentration totale de 2.10-4 M, le surnageant tant filtr 8 m et 0,45 m. Les concentrations en solution des lments majeurs constitutifs des phases collodales en suspension sont reportes, ainsi que celles des mtaux trace classiquement recherchs et les concentrations en As prsent dans certains sels de dverglaage et produits phytosanitaires et Ti, prsent dans les peintures. Parmi les lments majeurs, Al et Fe sont prsents de 50 97% dans la fraction collodale suprieure 0,45 m. Si et Mn sont au contraire retrouvs de 60 95% dans la fraction infrieure 0,45 m. Ces rsultats sont valables quel que soit le matriau test. Cette diffrence des concentrations obtenues par filtration 8 et 0,45 m est plus marque pour le sdiment en provenance du bassin de Chevir. Le carbone organique na t dos que dans lexprimentation sur le sdiment de Citron, il est presque compltement (99%) dans la fraction infrieure 0,45 m. Parmi les lments traces mtalliques, une distinction peut tre souligne entre phase dissoute et phase particulaire (>0,45 m) pour les lments Pb, Ti et Cr, qui sont associs aux particules pour au moins 40%. Les autres lments (As, Cd, Cu, Ni et Zn) ont des pourcentages particulaires trs variables. Lanalyse de corrlation sur les pourcentages des lments chimiques dans la fraction >0,45 m indique les relations suivantes avec un coefficient suprieur 0,75:

    Al Pb, Ti, Cu, As, Cd Fe Pb, Ti, Cu, Cd Mn Zn Si Ni

    On trouve galement une corrlation forte entre Mn, Si, Cd et Zn dans la fraction infrieure 0,45 m. Les concentrations en mtaux extraits sont trs comparables entre les matriaux, hormis pour le zinc. Ceci est li des concentrations en zinc trs diffrentes entre les matriaux (facteur 10 entre Chevir et les balayures). Les autres concentrations en mtaux sont du mme ordre de grandeur dans tous les matriaux, conduisant des concentrations extraites assez proches.

  • 62

    Figure II- 4 - Sdiment du bassin de Chevir - Exprience en racteurs ferms en prsence de NaCl/CaCl2 2.10-4 M (R =1)

    Figure II- 5 - Sdiment du bassin de Citron - Exprience en racteurs ferms en prsence de NaCl/CaCl2 2.10-4 M (R =1)

  • 63

    Figure II-6 - Sdiment du bassin G08 - Exprience en racteurs ferms en prsence de NaCl/CaCl2 2.10-4 M (R =1)

    Figure II-7- Balayures de chausses - Exprience en racteurs ferms en prsence de NaCl/CaCl2 2.10-4 M (R =1)

    En conclusion, sur ces essais en racteurs ferms, on peut dire que le niveau dextraction par rapport aux concentrations dans le matriau est trs faible, avec une relation entre la concentration dans la phase solide et la concentration en solution. Les mtaux les plus solubiliss sont Zn et Cu. On constate que prs de 50% du Pb, Cr et Ti sont prsents sous forme particulaire >0,45 m et dans ce cas, Pb et Ti semblent associs Al et Fe. Cu montre

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    aussi une bonne corrlation avec Fe et Al dans cette mme fraction. De plus, dans la fraction

  • 65

    organiques constituant le matriau. Un quilibre stablit en quelques Vp et labsorbance de fond mesure doit correspondre la prsence dacides organiques naturels trs solubles (acides fulviques) ou des molcules organiques de type hydrocarbures cycle benznique. Lors de linjection de la solution forte force ionique, laugmentation de la conductivit est corrle une diminution de labsorbance, du fait de la radsorption des particules organiques prsentes en solution sur le matriau. Lorsque la force ionique diminue de nouveau en fin de crneau, les particules organiques sont de nouveau plus prsentes en solution par augmentation de lpaisseur de la couche ionique et labsorbance augmente (doublement du niveau dabsorbance). Les arrts reprises (stop-flow) de lcoulement se traduisent par une augmentation de labsorbance et de la conductivit sous forme de pic. Ces phnomnes peuvent sexpliquer la fois par la diffusion dans lespace poral de particules organiques pendant larrt de lcoulement suivie dun entranement par la reprise du flux (Jacobsen et al., 1998) et par la dissolution de phases minrales par le temps de contact prolong avec la phase aqueuse.

    Figure II- 8 - Evolution des paramtres physico-chimiques au cours de lexprience de variation de la force ionique et du dbit dcoulement Exemple du sdiment de Citron Q(sortie colonne) =

    5,80,4 ml/mn Volume deau dans la colonne = 402 ml Masse de matriau sec = 608 g Conductivit (NaCl + CaCl2 2.10-4 M) = 89 S/cm/ (NaCl + CaCl2 R = 20)= 520 S/cm

    Analyse de la mobilisation des mtaux trace en fonction du type de sollicitation Relation avec les lments majeurs Les volutions des concentrations en cations majeurs, lments constitutifs des phases collodales (

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    diffrence est de nouveau relie la concentration initiale dans le matriau plus leve. On retrouve plus de cadmium dans les luats de Chevir et plus de cuivre dans les luats du sdiment de Citron, sans que lon puisse avancer dexplication en relation avec la composition des matriaux.

    a)

    b)

    Figure II-9 - Elution des lments majeurs et trace partir du sdiment de Chevir Q = 6 ml/min - Volume deau dans la colonne = 500 ml Masse de matriau sec = 400 g Echantillons filtrs

    0,45m Concernant la rpartition des lments entre fraction infrieure et suprieure 0,45 m, limage de ce qui a dj pu tre observ dans les eaux de ruissellement ou dans des luats de

  • 67

    colonne (Durin et al., 2005, 2007), certains lments sont prsents majoritairement dans la fraction infrieure 0,45 m tels que Mn, Si et Cr ; dautres sont significativement prsents dans la fraction >0,45 m : Al, Fe, Pb, Ti. Pour les autres lments, la rpartition dpend beaucoup plus des sollicitations : Cd, Cu, Ni, Zn. Phase I : lors de la phase de rhumidification, on observe le mme comportement quel que soit le matriau : une dcroissance de concentration de la majorit des lments, spcialement des cations majeurs, correspondant une solubilisation et lentranement des lments par la solution luante faible concentration. On note que les concentrations en Al, Fe, Cr, As et Ti, ainsi que Cu, pour les balayures de chausses, restent constantes dans lluat. Phase II : linfluence de la variation de salinit se traduit de deux faons :

    - la concentration de llment diminue lors de lintroduction de la solution forte force ionique puis r-augmente lors de llution avec la solution faible force ionique. Ceci traduit un phnomne de transfert particulaire. Les forces dinteraction entre particules en suspension et phases solides constitutives du milieu poreux augmentent lors de linjection de la solution forte force ionique et la distance dinteraction augmente lors de la baisse de force ionique, induisant un entranement des particules par le flux. Ce phnomne sobserve pour tous les matriaux et la majorit des mtaux trace (cf tableau 8, figure 9) ;

    - lautre comportement se traduit par une inversion du phnomne. Dans ce cas, llment chimique est sensible des phnomnes dchange dions. Il y a change entre les mtaux trace fixs sur les phases solides et les cations (Ca et Na) lors du passage du front ionique forte concentration. Ce phnomne est observ pour le sdiment de Chevir (cf tableau 8, figure 9). Le fait que Mn ait un comportement similaire ne trouve pas pour le moment dexplication, Mn pouvant tre prsent sous forme anionique ou sous forme doxyde mtallique.

    Tableau II-8 : volution des concentrations en lments chimiques lors du crneau de salinit

    pour les trois matriaux Mtaux trace Constituants des phases

    collodales Chevir Mcanisme particulaire As, Cu, Cr, Pb Al, Fe, Si

    Echange ionique Cd, Ni, Zn Mn Citron Mcanisme particulaire As, Cu, Pb, Zn Al, , Fe, Mn, Si, COT

    Pas dvolution marque Cd, Cr Balayures Mcanisme particulaire As, Cu, Cr, Ni, Pb, Zn Al, Fe

    Pas dvolution marque Cd Mn Phase III : leffet des diffrentes dures darrt de lcoulement sur la mobilit des mtaux est valu. Par rapport ce paramtre, on distingue deux groupes dlments :

    - les lments qui sont sensibles un arrt-reprise de lcoulement quelle que soit sa dure ou de faon variable selon le matriau : As, Cu, Ni, Pb, Ti, Mn, Si

    - les lments qui ne sont remobiliss que suite un arrt long (arrt de 3 jours) : Cr, Zn, Al, Fe.

    Cette diffrence pourrait tre lie des cintiques de dissolution de phases minrales ou des phnomnes de temps de diffusion des collodes au sein des agrgats du milieu poreux. Durin et al. (2006) avaient not cette influence de la dure de stop-flow sur le relargage des mtaux trace, avec des dures darrt jusqu 16h en milieu satur, ce qui ne leur avait pas permis de

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    constater par exemple de relargage de plomb partir du sdiment de Chevir. Une activit bactrienne ayant le temps de se mettre en place lors de larrt long peut tre aussi envisage. 5. 3 Recherche des phases porteuses au MEB Cette tude a t mene uniquement sur un luat dune colonne de sdiment de Citron. Lluat en sortie de colonne passe sur un filtre 20 m en cellulose. Les luats collects par volume poreux sont ensuite filtrs 8 ; 0,45 et 0,05 m. Lobservation en microscopie lectronique balayage permet dobtenir :

    Des images avec les lectrons secondaires (contraste topographique) Un Spectre lmentaire par analyse de lnergie dispersive des rayons X (microsonde) Une cartographie X avec le MEB nantais (mis en uvre sur des particules

    slectionnes) Les observations ont permis didentifier dans les luats des grains de Qz, des alumino-silicates (argiles et feldspaths (Si, Al, Ca, Na, Mg)) en grand nombre, des carbonates en nombre plus restreint, ainsi que de particules organiques sous forme fibreuse (C, O). La matire organique vient souvent en coating des particules minrales. En termes doxydes mtalliques, des particules daspect grumeleux riches en Fe et/ou en Mn sont observes frquemment. Des sulfates de baryum sont visualiss, ainsi que des sels (NaCl cristallis). Du fait de leur teneur faible trs faible, les mtaux trace sont trs peu visibles au MEB. Les mtaux dtects en association avec des particules sont Ti (ubiquiste), Zn, Cr et Cd. Ti parat bien coupl avec Ba. On le retrouve aussi sous forme de gel et associ des oxydes de fer. Zn est quant lui associ des alumino-silicates. Cr est visualis en prsence de fer. Cd apparat associ des particules contenant du Mn, du fer peut tre aussi prsent dans les agglomrats. Les particules Mn-Cd sont assez nombreuses, de taille faible ne dpassant pas 10- 20 m. On cherchait voir au niveau des chantillons des diffrences de type de particules selon les sollicitations mais la complexit des phases et lincapacit faire une analyse dimages na pas permis daboutir par rapport cet objectif. 6. Modlisation des phnomnes de libration des mtaux trace (BRGM) Lexercice de modlisation a pour objectif daider linterprtation des mcanismes prpondrants rgissant la mobilit des polluants prsents dans des matriaux issus de lassainissement. Il repose sur i) la construction dun modle gochimique reprsentatif du matriau, ii) la dfinition des mcanismes de rtention/libration des polluants et le choix des constantes dquilibre, iii) la simulation de ltat dquilibre atteint dans le matriau poreux. Pour cela, on sappuie sur la connaissance des sdiments de bassin tudis et sur les rsultats exprimentaux. Les donnes de caractrisation initiale tant les plus compltes sur le sdiment de Chevir, la modlisation de la mobilisation a t effectue sur ce matriau. Le code de calcul utilis est le code PHREEQC version 2.12.5 (Parkhurst and Appelo, 1995), avec la base de donnes Thermoddem complte avec les ractions dfinies pour le systme spcifique dtude (version du 26/02/2009) (Blanc et al., 2009). 6.1 Prparation de la modlisation 6.1.1 Proposition dun assemblage minralogique de base Le modle gochimique reprsentatif du sdiment de Chevir est construit partir des donnes de minralogie (cf Tableau II-1) et des observations quantifies ou disponibles dans Durand (2003) et Clozel et al. (2006). La caractrisation minralogique des sdiments de Chevir indique la prsence de phases minrales ractives telles que des oxy-hydroxydes mtalliques et des argiles (illite, kaolinite),

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    ainsi que des carbonates en proportion infrieure 10%. Des matriaux non naturels (contenant des lments mtalliques polluants ) sont galement rencontrs : alliages mtalliques (avec Ni, Fe, Mn), alliages de zinc, scories vitreuses (avec Ca, Fe, Si, Al, Cu, Zn), verres (avec inclusions de Fe3O4), acier inoxydable (avec Fe, Cr, Ni). On note aussi la prsence de phases minrales porteuses de polluants mtalliques (sulfate et phosphate de Pb par exemple). Le sdiment contient en outre une proportion importante de matire organique (cf Tableaux II-2 et II- 5).

    Tableau II- 9 : Phases minrales dquilibre (cristallises ou amorphes) prises en compte dans les simulations (quantits calcules daprs la composition minralogique en supposant une saturation en

    eau moyenne de 50 % dans la colonne) Phases prises en compte Quantits initiales (mol/L solution)

    Fe(OH)3 moyennement cristallis ou amorphe 1 Calcite 0,09

    Dolomite 0,05 Quartz,alpha , silice amorphe ou calcdoine 6

    Gibbsite cristallise, moyennement cristallise ou amorphe 0,001

    Lassemblage minralogique propos comporte des phases susceptibles de rguler les teneurs en cations et anions majeurs, en lments mineurs (Al, Si, Fe) et le pH. Parmi celles-ci-figurent deux phases carbonates et des phases oxy-hydroxydes mtalliques (tableau II-9). 6.1.2 Prise en compte dune phase gazeuse et de la complexation en phase aqueuse Les premires simulations sans prise en compte des phases gazeuses, aboutissent des solutions de pH 9,5 avec les phases minrales cristallises et 8,15 pour le mlange phases cristallises et amorphes. Ces pH calculs, plus levs que le pH mesur au cours des exprimentations (6,5 8) apparaissent associs une pCO2 trs faible (-4.9) et peu raliste. Un contrle de la pression partielle de CO2 (pCO2) semble donc indispensable. Daprs Valls (http://www.terre-et-eau.univ-avignon.fr/CO2_eaux_naturelles.htm), une solution de sol bien are aurait une pCO2 de lordre de -1,8, comparer avec la pCO2 atmosphrique de -3,5 de la solution injecte. Pour saffranchir des quilibres redox, la pCO2 est impose -2. La prise en compte de la pCO2 conduit un pH constant de 7,36 quelles que soient les phases minrales prises en compte. Cette valeur apparat plus reprsentative des pH mesurs exprimentalement. La complexation en phase aqueuse pouvant jouer un rle dterminant sur le comportement des lments mtalliques, les mcanismes correspondant sont pris en compte en utilisant les ractions prsentes dans la base de donnes. 6.1.3 Ractions dadsorption des mtaux trace sur les phases solides minrales et organiques Au vu de la prsence de nombreuses phases solides non naturelles contenant des mtaux trace, lhypothse dune solubilisation progressive de ces phases est pose, associe une adsorption des mtaux solubiliss sur les phases ractives du matriau. Ladsorption peut tre dcrite par des ractions de complexation de surface sur les phases minrales : oxy-hydroxydes mtalliques et phases siliceuses cristallises ou amorphes (groupements Fe-OH, Al-OH, Si-OH, Mn-OH) (Dzombak et Morel, 1990). Les groupements silanol ont une charge ngative dans les conditions exprimentales (pHpzc 2-3 vs pH 6,5-8), permettant lattraction lectrostatique des mtaux trace, sils sont prsents sous forme cationique. Le

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    point de charge nulle pH 6.9 des groupements aluminol devrait leur prodiguer une certaine instabilit, ayant une incidence sur la rtention des lments trace. Les groupements ractionnels des oxy-hydroxydes de fer sont galement susceptibles dtre sollicits pour ladsorption des cations et des anions (As) du fait de leur point de charge nulle un pH entre 7,8 8,5 (pour goethite et hmatite) par rapport au pH entre 6,5 8 des expriences. La matire organique en grande quantit dans le sdiment sera galement ractive vis--vis des mtaux solubiliss. Les groupements fonctionnels associs la matire organique sont varis : acides carboxyliques (COOH), phnols (cycle-OH) principalement, mais aussi probablement amine (N-H) et sulfonates (S-OH). Les acides organiques de petite taille et saccharides reprsentent environ 75 % du COD (carbone organique dissous) dans les eaux souterraines et environ 25 % correspond aux acides fulviques et humiques (Thurman, 1985; Routh et al, 2001). Le modle de complexation WHAM (Tipping, 1994) peut tre utilis avec PhreeqC. Il considre que la charge de ces acides correspondrait aux groupements carboxyliques (R-COOH) et phnoliques. Cette dernire, trs dpendante du pH, peut tre dtermine par titration (acide ou basique). La titration permet en outre de dduire le pKa des groupements (groupements carboxyliques : pKa8) (Appelo et Postma,1999). 6.1.4 Ractions dquilibre du modle Les ractions ajoutes pour complter la base de donnes utilise (Thermoddem) sont prcises dans les tableaux ci-dessous.

    Tableau II-10 : Ractions de dissolution, de dissociation des sites et de complexation de surface du modle gochimique de base

    Type de raction Minral Raction log K References Dissociation Quartz

    Illite

    SiOH = SiO +H+ Clay_OH + H+ = Clay_OH2+

    s : 6.8 5.62 7 w : 7 s w

    Davis et al., 1978 (in Hanna et al., 2009) ; Arnold et al., 2001 (in Hanna et al., 2009) ; Marcos, 2001

    Dissolution de phase amorphe

    Fe(OH)3(a) Fe(OH)3 + 3H+ = Fe+3 + 3H2O 4.891 Dzombak et Morel, 1990

    Dissolution de phase amorphe

    SiO2(a) SiO2 + 2H2O = 1H4SiO4 -2.85 Biermans and Baert, 1977

    Dissociation Hydroxide daluminium (gibbsite mal cristallise)

    AlOH = AlO +H+ AlOH +H+ = AlOH2+

    12.3 1.5

    Hiemstra et al, 1989 (in Hanna et al., 2009)

    Dissociation Oxy-hydroxyde de fer

    FeOH= FeO +H+ FeOH+H+ = FeOH2+

    8.93 7.29

    Dzombak et Morel, 1990

    Adsorption SiOH +Me2+ SiOMe+ +H+

    Pb 0.6 Zn 1.0

    Parks, 1984 (in Hanna et al, 2009)

    AlOH +Me2+ AlOMe+ +H+ Pb 3.32 Zn 2.1

    Trivedi et al, 1999, 2001 (in Hanna et al., 2009)

    FeOH+Me2+ FeOMe+ +H+ Pb 4.65 Zn 0.99

    Dzombak et Morel, 1990

  • 71

    Tableau II-11 : Ractions de complexation de surface avec la matire organique (acides fulviques) (daprs Tipping and Hurley, 1992, Lofts and Tipping, 2000, Christensen et al., 1999, Christensen et

    al., 2000) Elment Carboxylique Phnolique

    Monodentate Bidentate Monodentate Bidentate H+ a : -1.59

    b : -2.70 c : -3.82 d : -4.93

    -1.59 -4.93 a : -6.88 b : -8.72 c : -10.56 d : -12.40

    -2.70 -12.40

    Ca -3.2 -6.40 -6.99 -10.2 Mg -3.30 -6.40 -7.12 -10.42 Cu -0.63 -1.26 -3.75 -4.38 Ni -1.4 -2.8 -4.5 -5.9 Zn -1.7 -2.4 -4.9 -6.6 Pb -0.81 -1.62 -3.04 -3.85 Cd -1.52 -3.04 -5.57 -7.09 6.2 Simulation des concentrations moyennes en solution en lments majeurs et trace et amlioration de lassemblage gochimique de base La premire tape a consist dfinir de faon plus prcise lassemblage minralogique de base afin dobtenir par calcul en batch les concentrations moyennes en lments chimiques majeurs doss au cours de lexprimentation (Si, Fe, Al, Na, Ca, Mg). Lassemblage retenu est le suivant : silice amorphe, hydroxyde de fer amorphe, gibbsite moyennement cristallise, dolomite, calcite. Les minraux prsentent une lgre dissolution en prsence de la phase aqueuse (10-3 10-8 M). Lobjectif est ensuite de simuler les concentrations en lments trace en solution. Le premier essai consiste introduire des carbonates de Pb, Zn, Cd, Mn, Mg dans le systme gochimique. La mise en quilibre de lassemblage minral prcdemment slectionn assorti de carbonates de Pb, Zn, Cd et Mn, considrs en trs faible quantit (0,0001 mol/L) conduit aux teneurs prsentes dans le tableau II-12.

  • 72

    Tableau II-12 : Rsultats de simulation compars aux concentrations mesures exprimentalement (Equil. ass. Min : quilibre avec lassemblage minral retenu, ETM : lments trace mtalliques)

    mol/L pH Ca Mg Si Al Fe Na Teneurs analyses

    min 6 8,00E-04 1,00E-04 5,00E-04 6,00E-07 7,80E-07 3,40E-02 Teneurs analyses

    max 7 1,30E-02 2,40E-03 4,10E-03 9,74E-06 2,40E-05 3,00E-03 Equil. Ass. Min. + carbonates ETM 7,37 1,23e-03 8,42e-04 1,42e-03 8,58e-07 3,35e-08 2,00e-04

    Equi. Ass. Min 7.36 1.27e-03 8.65e-04 1.42e-03 8.47e-07 3.35e-08 2,00-04

    mol/L Mn Cd Pb Zn C Cl Teneurs analyses min 7,90E-07 2,40E-08 5,00E-08 2,20E-05

    Teneurs analyses max 2,30E-05 2,80E-07 3,90E-07 2,39E-04 Equil. Ass. Min. + carbonates ETM 2,87e-05 3,64e-07 8,71e-07 5,98e-05 4,23e-03 6,0e-004 Les teneurs en lments majeurs et mineurs restent dans les ordres de grandeurs obtenus avec lassemblage minralogique de base retenu. Bien que lgrement suprieures (facteur 1,2 2,2), les teneurs en Mn, Cd et Pb calcules apparaissent du mme ordre de grandeur que celles mesures exprimentalement. La teneur en Zn calcule se trouve dans la fourchette des teneurs mesures. En vue de tester le rle possible des matriaux anthropiques et des prcipits identifis ou potentiels, des calculs dquilibre ont t raliss en prenant en compte : du verre de Pb et du verre chrom, du Cu natif, des oxydes de Zn (zincite), du phosphate de Pb (pyromorphite) et/ou des sulfates de Cu et Pb (chalcocyanite et anglsite). Pour ce faire, les donnes disponibles dans la base de donnes Thermoddem ont t utilises, sachant que les phases vitreuses slectionnes sont probablement peu reprsentatives des verres rencontrs dans le sdiment. Les rsultats des calculs sont prciss dans le tableau II-13. Tableau II-13 : Rsultats de simulation avec diffrents matriaux anthropiques et sulfates (Equil. ass. Min : quilibre avec lassemblage minral retenu avec silice amorphe ou calcdoine pris en compte)

    mol/L pH Si Cr Pb Zn Cu Teneurs analyses min 6 5,0E-04 5,0E-08 5,0E-08 2,2E-05 3,2E-06 Teneurs analyses max 7 4,1E-03 3,2E-07 3,9E-07 2,4E-04 2,0E-05 Equil. Ass. Min. silice

    amorphe + verres (PbSiO3, Cr2O3)

    7,37 1.42e-03 4.91e-12 3.87e-04

    Equil. Ass. Min. calcdoine + verres 7,39 3.51e-04 5.33e-12 1.00e-03

    Equil. Ass. Min. calcdoine + Cu natif, ZnO + pyromorphite

    7,41 3.51e-04 3.03e-10 5.01e-04 4.73e-06 Equil. Ass. Min calcdoine

    + sulfates Cu et Pb 7,34 3.51e-04 1.00e-03 1.00e-03

  • 73

    Les teneurs en Pb calcules avec le verre au Pb et le sulfate de Pb apparaissent nettement plus leves que les teneurs mesures (3,9E-4 1E-3 vs 5E-8 3,9E-7 mol/L). La prise en compte de la calcdoine conduit une dissolution complte du verre siliceux au Pb et une prcipitation partielle de calcdoine, au lieu dune dissolution partielle du verre avec la silice amorphe. La teneur en Pb calcule reste dans ce cadre nettement plus leve que la teneur mesure. La teneur en Pb obtenue par la dissolution du sulfate de Pb correspond la dissolution complte de ce dernier, dont la quantit initiale a t fixe arbitrairement. La prise en compte dun verre chrom (Cr2O3) ( dfaut de verre de chrome siliceux) dans les calculs dquilibre aboutit une concentration en Cr nettement infrieure aux teneurs mesures (5E-12 vs 5E-8 3,2E-7 mol/L). Le Cr en solution apparat ici principalement sous forme anionique. Le Cu natif mis lquilibre avec la solution utilise exprimentalement donne une teneur en Cu comprise dans la fourchette des valeurs mesures exprimentalement (4,7E-6 vs 3.2E-6 2E-5 mol/L). Le remplacement de Cu natif par du CuO conduit une teneur en Cu de lordre de 2E-7 M, infrieure aux teneurs mesures. Le sulfate de Cu conduit une teneur nettement plus leve (1E-3 mol/L), qui correspond la dissolution complte du sulfate, dont la quantit initiale a t fixe arbitrairement. Quant au Zn, la prise en compte doxyde de Zn (zincite) conduit une teneur lgrement plus leve que la teneur maximale mesure (5E-4 vs 2.2E-5 2.4E-4 mol/L). On notera que la prise en compte de ZnO et Cu natif conduit augmenter la solubilit du fer. La teneur en fer calcule grimpe ainsi 1E-6 mol/L par rapport 1E-8 mol/L avec les autres hypothses de calcul. Une autre hypothse tester est ladsorption des mtaux par complexation avec la matire organique. La difficult rencontre dans le cas prsent est labsence de donnes sur le COD (carbone organique dissous) et sur les proportions dacides fulviques et humiques au sein du COD. On dispose en revanche dune approximation du carbone organique total (COT entre 40 et 120 mg/L) au sein de lluat (mesur sur une 2me colonne exprimentale similaire), ainsi que des proportions dacides humiques (18 %) et fulviques (4,5 %) au sein de la matire organique contenue dans le sdiment. La solubilit de ces acides ntant pas connue (une recherche bibliographique na pu tre mene dans le cadre du prsent projet), la teneur en COT a t utilise en premire approche. Dans ce cadre, du fait que la filtration 0,45 m utilise exprimentalement laisse passer une quantit significative de matire en suspension, on a suppos arbitrairement que 10 % du COT correspond du COD. En moyennant la teneur en COT dans lluat 90 mg/L, la teneur en COD considre est donc de 9 mg/L. Les acides fulviques tant les plus ractifs, et pour simplifier le systme, lensemble du COD est suppos assimilable aux acides fulviques. La surface spcifique (SS) des acides fulviques a t calcule sur la base de la force ionique (I) mesure exprimentalement dans lluat (approxime 1E-2 M) : SS = 159300 - 220800/(I)^0,09 + 91260/(I)^0,18 (Tipping and Hurley, 1992). Le nombre de groupements carboxyliques et phnoliques a t dduit en consquence, ces derniers tant supposs 2 fois moins nombreux que les premiers (Tipping and Hurley, 1992) : Carboxylique 7,00E-04 moles/g Phnolique 3,55E-04 moles/g Bidentate 1,18E-04 moles/g

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    La mise en quilibre de la matire organique en solution avec lassemblage minralogique de base avec une solution 1E-2 M NaCl charge en lments mtalliques hauteur de 1E-3M conduit une lgre baisse des teneurs calcules qui diminuent de 1,6E-6 M pour le Cd, 5,4E-6 M pour le Pb, 3,8E-6 M pour le Zn et 12,3E-6 M pour le Cu (tableau II-14). Lquilibre avec des carbonates et la matire organique donne les mmes rsultats quavec les carbonates seuls. Lajout de sulfates au systme prcdent conduit des teneurs quivalentes pour le Pb et lgrement plus leves pour Mn, Cd et Zn (facteur 1.4 2.4) Ces dernires teneurs sont quivalentes celle obtenues avec lassemblage carbonates et sulfates (sans MO), sauf pour le Cu qui descend 9,7E-4 mol/L avec la matire organique (au lieu 1E-3). Tableau II- 14: Rsultats de simulation prenant en compte la complexation avec la matire organique

    dissoute, assimile des acides fulviques (Equil. ass. Min : quilibre avec lassemblage minral retenu avec silice amorphe, ETM : lments trace mtalliques ; MO : matire organique

    mol/L pH Mn Cd Pb Zn Cu Commentaire Teneurs analyses min 6 7,90E-07 2,40E-08 5,00E-08 2,20E-05 3,2E-06 Teneurs analyses max 7 2,30E-05 2,80E-07 3,90E-07 2,39E-04 2,0E-05 Eau 1E-2M NaCl charge ETM (1E-3M)+ Equil. Ass. Min. + MO 7,27 1.00e-03 9.984e-04

    9.946e-04

    9.962e-04

    9.877e-04

    pas de raction de complexation MO avec Mn.

    Equil. Ass. Min. + CarbonatesETM +MO+ halite 7,39 3.13e-05 5.72e-07 8.75e-07 6.44e-05 Equil. Ass. Min. + Carbonates ETM+halite 7,39

    3.127e-05 5.72e-07

    8.753e-07 6.44e-05

    Equil. Ass. Min. + carbonates+sulfates+MO + halite 7,33 4.48e-05 1.35e-06 9.18e-07 8.50e-05 9.73e-04

    dissolution totale sulfates + prcipitation carbonate de Pb

    Equil. Ass. Min. + carbonates+sulfates Pb et Cu+halite 7,39 4.47e-05 1.34e-06 9.17e-07 8.48e-05 1.00e-03

    dissolution totale sulfates + prcipitation carbonate de Pb

    Equil. Ass. Min. + carbonates-Cu-ZnO+MO+halite 7,39 3.12e-05 5.72e-07 8.75e-07 6.43e-05 4.89e-06

    dissolution totale ZnO + prcipitation carbonate Zn

    Equil. Ass. Min. + Carbonates ETM + Cu +ZnO+halite 7,39 3.12e-05 5.71e-07 8.75e-07 6.43e-05 4.99e-06

    dissolution totale ZnO + prcipitation carbonate Zn

    Lajout de matire organique lassemblage minral initial complt de sulfates de Pb et de Cu et de sel (sans carbonates) donne des teneurs en Cu et Pb infrieures celles obtenues sans matire organique ; ces teneurs sont similaires celles obtenues avec leau charge en Cu et Pb (9,74E-4 et 9,98E-4 pour Cu et Pb respectivement vs 1E-3 mol/L), mais largement suprieures celles mesures exprimentalement (1E-5 et 1E-7 mol/L environ pour Pb et Cu respectivement). Lajout de MO lassemblage minralogique de base complt de carbonates dETM, de Cu et de ZnO ne modifie pas les teneurs calcules en ETM. Lajout de MO lassemblage minralogique de base complt de Cu et de ZnO ne modifie pas significativement les teneurs calcules en ETM. La spciation des lments, par exemple dans lhypothse incluant les carbonates, les sulfates de Cu et Pb, le sel et la matire organique, indique que moins de 3 % du cuivre se prsente sous forme de complexes organiques, le reste tant sous forme dions libres Cu+2 (62 %),

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    CuO (26 %) et CuOH+ (11 %). Pour les autres lments, la quantit complexe la matire organique apparat ngligeable. Si lon considre que tout le carbone organique mesur en solution est ractif (environ 90 mg/L de COT) et en lassimilant de lacide fulvique, la quantit de cuivre complex la matire organique dans lluat devient significative. Elle reprsenterait ainsi environ du cuivre prsent dans lluat (proportion tablie partir des teneurs calcules). Pour les autres lments, la quantit complexe avec la matire organique resterait ngligeable par rapport aux autres formes. On notera que, dans lhypothse incluant les carbonates, les sulfates de Cu et Pb, le sel et la matire organique, le Cd se complexe en solution avec les sulfates et le chlore, et dans une moindre mesure avec le carbonate et lhydrognocarbonate. Pb en solution se prsente principalement sous forme de complexe avec le carbonate. Zn est principalement sous forme de cation (Zn+2, ZnO+). La dernire hypothse teste concerne le transfert des lments trace par des collodes prsents en solution, ladsorption seffectuant par complexation de surface sur les groupements silanol et aluminol des collodes minraux base de silice, aluminium et fer. La difficult rencontre ici concerne le manque de donnes sur les quantits de collodes prsents dans lluat. On dispose en revanche des teneurs en certains minraux dans le sdiment : illite et kaolinite (de lordre de 8 % en tout), quartz (environ 40 %). La premire hypothse de travail a consist valuer la quantit dlments mtalliques pouvant tre associs aux collodes minraux. Pour ce faire, la quantit de phases collodales a t dduite de la teneur en lments mesure dans lluat lors de lexprimentation diminue des teneurs calcules par mise lquilibre de lassemblage minral (calcite, dolomite, gibbsite moyennement cristallise, oxy-hydroxyde de Fe, calcdoine) avec la solution injecte dans le sdiment. Les hypothses retenues sont ainsi : 1E-3 mol/L de Si sous forme collodale dans lluat, correspondant arbitrairement 80 % dargiles assimiles de lillite et 20 % du quartz, 1E-6 mol/L dAl assimil de la gibbsite mal cristallise et 1E-6 mol/L de Fe assimil des oxy-hydroxydes. La quantit de groupements ractifs pouvant participer des ractions de sorption a t calcul sur la base : - 2E-7 sites silanol (SiOH) par gramme de quartz (Hanna et al., 2009), surface spcifique de 10 m/g (Trollard et al, 1986) ; - 5E-7 sites silanol (SiOH) par gramme dillite (argiles assimiles de lillite), surface spcifique denviron 50 m/g (moyenne entre lillite et la kaolinite des surfaces spcifiques externes daprs les donnes de Morel (1996) ; - 0,012 sites aluminol (AlOH) par gramme de gibbsite amorphe et surface spcifique de 100 m/g (Hannah et al., 2009) ; - 0,205 sites par mol de Fe pour les oxy-hydroxydes de Fe et surface spcifique de 600 m/g (Dzombak et Morel, 1990). Ne disposant dun jeu de donnes thermodynamiques complet que pour Pb et Zn, seuls ces 2 lments sont considrs par la suite. La mise en quilibre de la surface ractive ainsi constitue avec une solution charge en Pb et Zn hauteur de 10-3 mol/L et de force ionique 1E-2 M (NaCl) en prsence de lassemblage minralogique initial (calcite, dolomite, silice amorphe, gibbsite mal cristallise) conduit

  • 76

    une lgre baisse des teneurs en Pb et Zn dans la solution, de 2E-7 mol/L pour le Pb et 4E-7mol/L pour le Zn. Lquilibre avec des carbonates et les groupements fonctionnels des collodes minraux donne les mmes rsultats quavec les carbonates seuls. 6.3 Conclusions sur le modle gochimique et la simulation des concentrations lquilibre Les simulations avec lassemblage minralogique de base montrent que des phases amorphes et/ou collodales du fer et de la silice sont prsentes ; Al a t suppos prsent sous forme hydroxydes dAl moyennement cristalliss, mais ceci reste vrifier. Les teneurs importantes des luats en Na sont vraisemblablement dues la prsence de sels rsiduels dans le sdiment. Lintroduction de sel dans le cortge minral conduit la teneur mesure si la quantit initiale est suppose gale 0,01 mol (par L de solution en contact avec le sdiment), soit 0,03 % en masse dans le sdiment. La dissolution /prcipitation de carbonates de Pb, Zn, Cd, Mn apparat trs plausible. La dissolution /prcipitation de verres tels que dfinis dans Thermoddem (PbSiO3, Cr2O3) apparat en revanche peu probable eu gard aux teneurs en Pb et Cr calcule. Le rle de verres ou de fibres de verres au SiPb et Cr ne peut tre totalement exclu cependant. La recherche de leur existence au sein du sdiment et des eaux de ruissellement serait utile, ainsi que la recherche de donnes thermodynamiques spcifiques. La dissolution des sulfates de Pb et de Cu ne peut tre exclue. Si elle intervient, dautres mcanismes interviennent pour rguler les teneurs en Pb et Cu (pigeage). La dissolution ZnO et de Cu natif apparat plausible en termes de teneurs. Il semble en revanche que loxyde de cuivre (CuO, tnorite), mme sil est potentiellement prsent, ne rgisse pas la teneur en Cu dans lluat. Eu gard au rle complexant de la matire organique, et la forte teneur en MO du sdiment tudi (prlev cependant en partie superficielle du bassin), il semble difficile de ne pas prendre en compte ce mcanisme. Pour mieux lapprhender, la mesure du COD et du COT serait utile afin de caler le modle. La quantification des acides fulviques et humiques en solution serait un plus. Sur la base des hypothses mises sur les quantits ractives, la matire organique seule ne semble pas pouvoir rguler lensemble des teneurs en lments trace mtalliques. Une partie de la teneur en cuivre mesure dans les luats pourrait nanmoins correspondre des complexes avec la matire organique (en partie sous forme collodale). La quantit des autres lments complexs avec la matire organique semble en revanche peu significative. Eu gard la prsence de collodes minraux dans les luats ainsi qu la grande quantit de silicates et la prsence doxy-hydroxydes de fer, il semble difficile de ne pas prendre en compte les mcanismes dadsorption sur ces phases. Dans les hypothses de calcul considres, la quantit dlments adsorbs sur les groupements fonctionnels des collodes minraux ne contribue pas rguler les teneurs en lments dans la solution. Pour mieux apprhender le rle des collodes, il serait utile de disposer de leur quantification dans les luats. Lensemble des silicates et oxy-hydroxydes de fer prsents dans le sdiment lui confre trs probablement une capacit de pigeage des ETM trs importante. Les oxyhydroxydes de fer sont susceptibles de jouer un rle significatif sur la rtention et la mobilit du Cr, qui semble en effet prsent en solution sous forme de complexe aqueux anionique. Une partie du Cr pourrait ainsi tre transporte par des collodes ferriques.

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    7. Modlisation des transferts de polluants grande chelle Une des propositions du LR de Lyon dans le cadre de lopration de recherche 11M063 tait de dvelopper une mthodologie permettant de quantifier la vulnrabilit dynamique dune ressource en eau souterraine vis--vis de risques de pollutions provenant de lexploitation dinfrastructures linaires de transport (routes, voies ferres). Un outil mthodologique, baptis EVEREST (valuation de la Vulnrabilit Effective de la Ressource en Eau SouTerraine) a t dvelopp pour servir doutil daide la dcision lors dtudes d'impacts environnementales concernant tout nouveau projet dinfrastructure, dquipement ou plus gnralement damnagement du territoire. Loutil est bas sur lutilisation dabaques permettant, suivant les conditions environnementales ou hydrogologiques, de caractriser la migration d'un panache de pollution par son temps de transfert et sa concentration et ainsi destimer la vulnrabilit de la ressource en eau souterraine. Ces conditions sont mises en uvre dans des scnarios de contamination en zone variablement sature. Ils tiennent compte du contexte hydrogologique (constitution des matriaux du sous-sol, proprits hydrodynamiques, profondeurs de nappe), des paramtres environnementaux (type de climat et variations saisonnires) et du mode dexploitation de la ressource en eau (sensibilit des cibles) (Rossier et Eisenlohr, 2005), ainsi que de diffrents types de polluants (figure II-10). La prdiction des transferts de polluants lchelle dun aquifre passe par la dfinition de modles de transfert ractif et par lutilisation de codes de calcul pour simuler la migration des polluants. Le code Feflowv5.2 (Diersh, 2005) a t utilis pour raliser les abaques de loutil EVEREST.

    Figure II-10 Paramtres environnementaux et hydrogochimiques de la pression sur la ressource en

    eau souterraine 7.1 Variables environnementales et hydrogologiques Les simulations sont bases sur la rsolution par le logiciel Feflow v5.2 de lquation de continuit de Richards couple avec lquation de conservation de la masse de Darcy. Ce principe de rsolution a t valid par comparaison des rsultats de modlisation avec ceux obtenus par des donnes de terrains (Diersh, 2005). Le modle paramtrique de Van Genuchten a t utilis pour lier la pression capillaire et la permabilit la teneur en eau.

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    Dans le cadre de ce travail, les climats considrs ont t un climat ocanique (station mto de Brest) et un climat mditerranen (station mto de Nice). Des chroniques d'infiltration efficace (rgime transitoire des coulements souterrains) pour les deux climats ont t mises en uvre, prenant en compte une vapotranspiration et un rservoir sol ( effet tampon ). Diffrentes profondeurs de la nappe sont simules variant de 1 30 m. Les matriaux gologiques modliss sont reprsentatifs de milieux poreux alluviaux ou fluvio-glaciaires. Il s'agit d'une grave, d'un sable, d'un sable limoneux et d'un limon (ces matriaux tant homognes et isotropes). Les proprits hydrodynamiques de ces matriaux sont issus de la littrature (Carsel et Parrish, 1988 ; Diersh, 2005; Goutaland, 2008). Les contaminants simuls sont reprsentatifs des cas de pollution de nappes les plus courants avec une substance reprsente par grande famille de polluant : les chlorures (assimils aux sels et MTBE), le benzne (assimil aux BTEX), le naphtalne (assimil aux HAP), le C12aromatique (assimil aux HCT) et le TCE (assimil aux solvants chlors). Les proprits physico-chimiques des substances polluantes sont tires de Fetter (1992). 7.2 Reprsentation des rsultats sous forme d'abaques Un suivi de l'volution temporelle de la concentration en polluant diffrentes profondeurs de ZVS est ralis pour une injection de polluant en surface continue dans le temps. De l'interprtation des rsultats issus des diffrentes simulations ont t dduites des abaques permettant de connatre suivant les conditions environnementales et hydrogologiques un temps d'arrive (correspond l'arrive de 0,01% de la concentration injecte en surface), de transfert (correspond au maximum de concentration) et la concentration en pollution au toit de la nappe ainsi qu'un abattement de cette concentration avec la profondeur. 7.3 Application de l'outil Le dversement accidentel d'un camion citerne contenant des HCT, BTEX et HAP en concentration connue sur les sols (figure II-11). Cet accident a eu lieu en rgion Rhne-Alpes en priode hivernale. Le matriau constitutif du sous-sol est sableux et la nappe se situe environ 15 mtres de profondeur. Un captage AEP se situe en aval hydraulique.

    Figure II-11 - Conditions environnementales et hydrogologiques de la pollution

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    Les temps darrive et de transfert ainsi que la concentration 15 m sont points sur les abaques adapts au cas d'tude (figure II-12). Une chelle de vulnrabilit de faible trs forte est propose dans l'outil EVEREST, cette chelle se base sur des critres de temps de transfert de polluants jusqu'au toit de la nappe.

    Figure II-12 - Principe d'utilisation des abaques

    Une application propose dans l'outil EVEREST, permet de passer d'une concentration d'analyse de sol (mg/kg) une concentration dans la phase liquide (mg/L). Ainsi les concentrations en solution calcules 15 m sont respectivement de 0,17, 647 et 0,43 mg/l pour BTEX, HCT et HAP, avec des concentrations en surface de 2, 1500 et 10 mg/kg. 7.4 Conclusions et perspectives La hirarchisation de la vulnrabilit de la ressource en eau souterraine donne par les abaques lors dune tude ne constitue pas une finalit en soi. Particulirement si loutil met en vidence une vulnrabilit forte trs forte, selon les contextes, il sera primordial de poursuivre les tudes hydrogologiques notamment par des investigations de terrains et si ncessaire par une modlisation dterministe. Pour amliorer la reprsentativit des rsultats de l'outil EVEREST, une srie de travaux sont envisager avec notamment une extension de la mthode des contextes htrognes, une caractrisation de diffrents modes de contamination avec une dure et une largeur d'injection variable de la pollution. 8. Conclusion gnrale Dans cette partie de ltude gnrale, des exprimentations batch/colonne ont t menes sur 3 matriaux (sdiments de bassin et balayures), ainsi que des observations MEB et un travail de modlisation de lquilibre chimique dans les luats a t ralis. A ct de lobjectif initial de quantifier la mobilisation des mtaux trace contenus dans les matriaux, un objectif secondaire tait de rechercher les phases porteuses des polluants pour conforter les hypothses de transfert. Les exprimentations en laboratoire ont permis de constater qu quelques exceptions prs les concentrations en mtaux mobiliss taient du mme ordre de grandeur pour les diffrents matriaux. Ceci conduit penser que les formes des polluants sont relativement identiques

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    dans les eaux de ruissellement, indpendamment du site. Les niveaux dextraction restent faibles dans les conditions de lexprimentation mais on a pu souligner que tous les mtaux sont soit sensibles une modification des conditions physico-chimiques de type salinit de leau de ruissellement, soit des priodes darrt et de reprise de dbit. Le transfert collodal compte de faon trs variable dans le transfert global des lments polluants. On retrouve les tendances observes pour les eaux de ruissellement. Lanalyse des observations conduit interprter les transferts des mtaux plus en terme de transfert collodal quen terme dchange ionique par rapport des alumino-silicates. Il est difficile de recouper les informations apportes par les observations MEB et la modlisation du systme chimique avec les concentrations en sortie de colonne, mme avec une coupure 0,45 m. On retrouve cependant au MEB lassociation Mn-Cd qui est propos comme mcanisme responsable du transfert du Cd. La prsence dalumino-silicates dans les luats conforte la relation forte entre teneur en Si et Al, la modlisation permet dassoir lhypothse des oxydes mtalliques et de la silice collodale. Les mthodes dobservation et danalyse spectrale mriteraient plus dinvestigation car il est important de pouvoir rflchir sur des lments figurs pour expliquer la migration des polluants. 9. Rfrences bibliographiques Appelo V., Postma M. (1999) Geochemistry, groundwater and pollution, A. Balkema Publishers, Rotterdam, Netherlands, 536 pp. Arnold T., Zorn T., Zanker H., Bernhard G., Nitsche H. (2001). Sorption behavior of U(VI) on phyllite: experiments and modeling, J. Contam. Hydrol. 47, 219231. Blanc P., Lassin A., Piantone P. (2009). thermoddem a database devoted to waste minerals. BRGM (Orlans, France). http://thermoddem.brgm.fr Biermans and Baert (1977). Characterization of amorphous Al, Fe, and Si oxides in sesquioxidic soils, Pedologie, 27(3), 313-322. Carsel R.F., Parrish R.S (1988). Developing joint probability distribution of soil-water retention characteristics. Water Resources Research, (24), 755-769. Clozel, B., Ruban, V., Durand, C., conil, P. (2006). Origin and mobility of heavy metals in contaminated sediments from retention and infiltration ponds. Applied Geochemistry, 21(10): 1781-1798. Christensen J. B., Botma J. J., Christensen T.H. (1999). Complexation of Cu and Pb by DOC in polluted groundwater: a comparison of experimental date and predictions by computer speciation models (WHAM AND MINTEQA2), Wat. Res., 33(15), 3231-3238. Christensen J. B., Christensen T.H. (2000). The effect of pH on the complexation of Cd, Ni and Zn by dissolved organic carbon from leachate-polluted groundwater, Wat. Res., 34(15), 3743-3754. Datry, T., Malard, F., Vitry, L., Hervant, F., Gibert, J. (2003). Solute dynamics in bed sediments of a stormwater infiltration basin. Journal of Hydrology, 273: 217-233. Davis J.A., James R.O., Leckie J.O. (1978). Surface ionization and complexation at the oxide/water interface. 1. Computational of electrical double layer properties in simple electrolytes, J. Colloid Interface Sci. 63, 480499. Dechesne M., Barraud S., Bardin J.-P. (2004). Spatial distribution of pollution in an urban stormwater infiltration basin, Journal of Contaminant Hydrology, 72, 189-205.

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    TROISIEME PARTIE

    EVALUATION DES RISQUES ECOTOXICOLOGIQUES LIES A LA GESTION DES RESIDUS DASSAINISSEMENT

    ROUTIER ET URBAIN (RAR)

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    1. Introduction De nombreux ouvrages dassainissement ont t raliss en bordure du rseau routier et autoroutier pour collecter les eaux de ruissellement des chausses dans le but (i) dcrter les dbits en direction des cours deau rcepteurs ou avant infiltration dans la nappe, (ii) de retenir une partie de la pollution par dcantation des particules sur lesquelles sont fixs une majorit de polluants, et (iii) de prvenir toute pollution accidentelle lie par exemple au dversement dun camion transportant des matires dangereuses sur la chausse. De par leur fonction de dcantation, ces ouvrages se remplissent progressivement de sdiments. Deux cas de figure se prsentent alors : - louvrage est un bassin ciel ouvert dont le fond est naturel ou tanche et recouvert de sdiment, et qui a t plant ou colonis par la vgtation (phragmites ou autres hlophytes) ; dans ce cas, si les priodes en eau sont suffisamment longues, toutes les conditions sont runies pour accueillir une biocnose gnralement compose dinvertbrs (mollusques, insectes) et de vertbrs (amphibiens, voire poissons en cas dintroduction voulue, accidentelle ou alatoire de ceux-ci). - louvrage est compltement artificiel (membrane PEHD), avec une hauteur de sdiment faible et sans vgtation, ciel ouvert ou enterr : le dveloppement dune biocnose nest pas possible. Dans le premier cas, la prsence dun cosystme tmoigne de conditions favorables au dveloppement de la vie, louvrage peut alors tre considr comme une zone humide qui prsente une certaine valeur patrimoniale et dont la gestion pourra tre diffrente de celle dun simple bassin hydraulique. Mais certains auteurs (Stahre & Urbonas, 1990 ; USEPA, 1999; Bishop et al. 2000a, b ; Scher & Thiry, 2005 ; Wik et al., 2008) se sont interrogs sur le niveau de contamination de tels cosystmes aliments par des eaux de chausses et dans lesquels les sdiments constituent un pige pour les polluants, et sur les consquences de cette contamination sur la faune sauvage pouvant frquenter priodiquement ces milieux, pour sy nourrir par exemple. Cest une premire raison de sintresser lvaluation cotoxicologique des sdiments de tels cosystmes, la contamination de la faune prsente et aux effets correspondants sur les activits biologiques et les populations, comme lont fait certains (Bishop et al. 2000a, b ; Karouna-Renier & Sparling, 2001 ; Scher & Thiry, 2005 ; Casey et al., 2006 ; Wik et al., 2008). Dans tous les cas, il convient de rcuprer, intervalle de temps variable selon les caractristiques du bassin, les sdiments pour viter le comblement ou/et le colmatage. Il faut alors grer ce quon doit bien appeler des rsidus dassainissement routier, et le prsent chapitre se situe dans cette perspective. Il intgrera galement, de faon ponctuelle, les balayures de chausse, qui constituent en quelque sorte une partie de la fraction particulaire susceptible de se retrouver dans les sdiments des bassins. La lgislation relative la protection de lenvironnement est de plus en plus restrictive en matire de gestion des sdiments pollus. Ces matriaux taient jusqu' prsent couramment mis en dcharge ou plus simplement dposs sur sol en conditions plus ou moins confines, ou encore immergs dans le cas des sdiments de fleuves, de canaux ou de ports maritimes. Les gestionnaires des diffrents types de sdiments pollus sont donc amens chercher des solutions alternatives pour vacuer et grer ces matriaux d'une manire plus durable. En fonction des caractristiques des sdiments, la valorisation peut intresser plusieurs domaines tels que le gnie civil, les travaux publics, lagriculture par lamendement des sols ou encore la rhabilitation de sites naturels. Le gnie civil est une filire souvent envisage. Cette dernire consomme en effet une quantit importante de granulats et doit faire face un puisement des sources dapprovisionnement en granulats.

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    Une caractrisation du potentiel polluant des ces matriaux est indispensable afin de permettre on non leur valorisation. La mthodologie de l'valuation des risques et les outils de l'cotoxicologie peuvent aider une telle caractrisation. Cest lobjet de cette partie.

    2. Les rsidus dassainissement routier et la rglementation La gestion des rsidus d'assainissement routier en France ne fait pas l'objet d'une politique claire. Seuls quelques textes rglementaires et circulaires s'y rapportent, mais ceux-ci ne donnent aucun seuil de polluants pour les produits de l'assainissement des eaux pluviales, d'o une gestion difficile. Aprs curage ou ramassage (balayures), les RAR sont considrs comme des dchets selon la loi du 15 juillet 1975 relative llimination des dchets et la rcupration des matriaux (article L 541-1 du Code de lEnvironnement), cest--dire un "rsidu issu dun processus de production, de transformation ou dutilisation, toute substance, matriau, produit ou plus gnralement tout bien meuble abandonn ou que son dtenteur destine labandon". Selon les directives europennes du 18 mars 1991 et du 12 dcembre 1991 (91/156, 91/689), ainsi que le dcret n2002-540 du 18 avril 2002 relatifs la classification des dchets, les RAR peuvent tre rattachs la catgorie des "terres, cailloux et boues de dragages" (catgorie 17 05). L'annexe 1 du dcret du 18 avril 2002 liste diffrentes proprits qui rendent les dchets dangereux. On dnombre 14 proprits. Certaines d'entre elles sont susceptibles de concerner les RAR comme par exemple les proprits toxique, cancrogne, tratogne, mutagne, cotoxique. Mais le texte ne prcise pas de quelle faon l'cotoxicit doit tre value. Les RAR tant considrs comme des dchets, leur ventuel dpt en Centre de Stockage des Dchets (CSD) est donc soumis la rglementation issue de la dcision du conseil n2003/33/CE du 19 dcembre 2002. Des valeurs limites en polluants ont t dfinies pour les classes 1 (dchets dangereux), 2 (dchets non dangereux) et 3 (dchets dits "inertes"). Ce texte donne galement une ide du devenir et de la valorisation possible des sols pollus. La circulaire n 2001-39 du 18 juin 2001 contient un "Inventaire sommaire des dchets de la route et de leurs potentialits de valorisation" qui tient compte des sous-produits de lassainissement routier. C'est le seul texte traitant explicitement des rsidus d'assainissement routier mais sa porte est limite. Il ne s'agit en effet que d'une circulaire qui incite les services de l'Etat organiser la gestion de l'ensemble des oprations lies aux dchets du rseau routier national. De la mme faon, la note n63 du SETRA sur la "gestion des dchets de construction et dexploitation lis la route" propose diffrentes solutions de valorisation de ces matriaux selon leur dangerosit : pandage agricole, pandage sur emprise routire, valorisation en remblai, vacuation. Mais ces textes ne proposent pas de normes sur la dangerosit de ces matriaux permettant dorienter les dcisions vers la valorisation. Il est toutefois possible de sinspirer de seuils dfinis pour des matriaux similaires tels que sols, sdiments de dragage et boues de station dpuration. Nous voquerons dabord le cas des lments traces mtalliques (ETM), constituants dorigine la fois naturelle et anthropique importants de ces matriaux. La liste hollandaise pour la qualit des sols donne des valeurs cibles et des valeurs dintervention (tableau 1). Les valeurs cibles indiquent des sols de qualit acceptable. Ces valeurs reprsentent donc le niveau qui doit tre atteint pour permettre de pleinement recouvrer les proprits fonctionnelles du sol pour les hommes, la flore et la faune (MVROM,

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    2000). Les valeurs dinterventions indiquent quant elles une contamination importante des sols, correspondant une menace "importante" pour la faune, la flore ou lhomme. Le ministre de l'cologie a mis en place des guides sur la gestion des sites et sols pollues. Dans ces guides on trouvait jusqu'en 2007 deux types de valeurs : les VDSS (Valeurs de Dfinition Source-Sol) et les VCI (Valeurs de Constat d'Impact) qui servaient l'ESR (Evaluation Simplifie des Risques). Cette mthode n'a plus cours actuellement. Cependant, ces valeurs restent de bons indicateurs de la pollution des sols. Les VDSS (tableau 1) sont des valeurs seuils au-del desquelles on considre le sol comme pollu. La loi fdrale allemande relative la protection des sols a tabli deux seuils diffrents. Un seuil qui permet de dcider si des investigations plus dtailles sont ncessaires ou si un risque pour la sant humaine et l'environnement peut tre cart. Une autre catgorie de valeurs est celle des valeurs d'action qui impliquent, en cas de dpassement, une action immdiate sans besoin d'investigations plus dtaille sur ce sol. Ces valeurs d'action sont fonction de l'usage prvu du sol tudi (tableau III-1). Une voie de valorisation des boues issues des stations d'puration des eaux uses (STEP) est celle de l'pandage agricole. La rglementation s'y rapportant est constitue du dcret n97-1133 du 8 dcembre 1997 relatif lpandage des boues issues du traitement des eaux uses et larrt du 8 janvier 1998 fixant les prescriptions techniques applicables aux pandages de boues sur les sols agricoles. Ces textes indiquent les valeurs seuils de contaminants prsents dans les boues. Au-del de ces valeurs, lpandage est interdit. Ils fournissent galement des teneurs limites en polluants dans les sols. Si les sols dpassent avant pandage les valeurs en mtaux prsentes dans l'arrt, l'pandage de boues de STEP est interdit, quelles que soient leurs concentrations en polluants (tableau III-1). Ces seuils ont t repris de la norme NF U 44-041, juillet 1985, Matires fertilisantes - Boues des ouvrages de traitement des eaux uses urbaines - Dnominations et spcifications. Il est possible dapprcier les risques pour les cosystmes aquatiques lis aux sdiments contamins (Babut et Perrodin, 2001). Pour un matriau donn et un contaminant particulier, le risque est reprsent par le rapport entre la concentration brute de ce polluant et un "seuil deffet probable" (PEC pour Probable Effect Concentration) fourni par McDonald et al. 2000. Les PEC des polluants mtalliques prsents dans les sdiments d'assainissement routier sont mentionns dans le tableau III-1. Les TEC (Threshold Effect Concentration, concentrations en-dessous desquelles aucune toxicit nest attendue) galement. Il est aussi possible dvaluer un quotient de risque cotoxique global du sdiment (QPECm) en sommant les rapports et en divisant par le nombre total dlments analyss :

    Avec : Ci : concentration mesure pour le paramtre i PECi : concentration seuil deffet probable n : nombre de paramtres mesurs VNF (Voies Navigable de France) doit rgulirement extraire les sdiments accumuls au fond des canaux et cours deau navigables lors d'oprations de dragage. Ces matriaux sont considrs comme des dchets. Face l'absence de norme franaise concernant ce type de matriaux et aux importants volumes de sdiments concerns, VNF a mis en place des grilles d'aide la dcision. Ces grilles proposent une dmarche suivre dans la conduite d'un projet

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    de dragage. Cette dmarche inclut les risques environnementaux. Les sdiments sont classs a l'aide de deux seuils. Ces classes sont fonction des teneurs en polluants observes dans les sdiments et dterminent l'avenir des sdiments (tableau III-1). L'laboration des Schmas Directeur d'Amnagement et de Gestion des Eaux (SDAGE) introduite par la loi sur l'eau du 3 janvier 1992 a conduit la mise en place d'un Systme d'Evaluation national de la Qualit des eaux par le Ministre de l'Environnement et les Agences de l'Eau. Le SEQ EAU est actuellement loutil de rfrence en matire dvaluation de la qualit des eaux et des sdiments de cours deau en France. Ce systme est bas sur la notion daltration dun trs grand nombre de paramtres analyss sur leau, les MES, les sdiments et les bryophytes. Il fournit des valuations de la qualit physico-chimique de ces diffrents supports. Les sdiments font l'objet d'analyse des diffrents polluants : mtaux, pesticides, HAP et autres polluants organiques. Ces diffrents seuils ont chacun une signification par rapport au type de matriau et au type dusage pour lesquels ils ont t labors, raison pour laquelle ils sont gnralement diffrents. Si lon assimile les RAR des sdiments quand ils sont en place dans les bassins ou des sols quand ils sont susceptibles dtre utiliss comme matriaux de terrassement, on peut retenir, partir des valeurs du tableau III-1, un seuil bas (bonne qualit) et un seuil haut (qualit mauvaise partir de laquelle leur utilisation devient problmatique) pour chaque catgorie (tableau 2). On notera cependant que des sols peuvent naturellement prsenter des anomalies qui se traduisent par des valeurs leves dpassant les seuils habituels de bonne qualit (Baize, 2000).

    Tableau III-1. Synthse de seuils utilisables pour qualifier le caractre polluant (ETM) des rsidus d'assainissement routier (en mg/kg de matriau sec)

    Cd Cr Cu Ni Pb Zn Valeur cible 0.8 100 36 35 85 140 Norme

    hollandaise Valeur d'Intervention 12 380 190 210 530 720 VDSS Sols pollus 10 65 95 70 200 4500

    Rsidentiel 20 400 600 140 400 / Sols

    Norme allemande

    Action de dpollution Industriel 60 1000 3000 900 2000 /

    valeur guide 20 1000 1000 200 800 3000 Norme NFU 44-041 Interdit 40 2000 2000 400 1600 6000 Boues de

    Step CEE n91/692

    Epandage valeurs limites 20-40 / 1000-1750 / 750-1200 3500-4000

    TEC Non toxique 0.99 43.4 31.6 22.7 35.8 121 PEC Toxique 4.98 111 149 48.6 128 459

    Absence de contamination 2 150 100 50 100 300 Contamination avre 6.4 250 300 150 368 500 Seuils VNF Contamination forte >6.4 >250 >300 >150 >367.5 >500 Trs bonne qualit 0.1 4.3 3.1 2.2 3.5 12 Bonne qualit 1 43 31 22 35 120

    Qualit moyenne 5 100 140 48 120 460

    Sdiments

    SEQ Qualit mdiocre >5 >100 >140 >48 >120 >460

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    Tableau III-2. Seuils possibles de bonne et mauvaise qualit en ETM pour des sols et des sdiments Cd Cr Cu Ni Pb Zn

    bonne qualit 459 bonne qualit 720

    Les RAR contiennent galement des polluants organiques, parmi lesquels des hydrocarbures aliphatiques et aromatiques (HAPs) issus de la combustion des carburants, de lusure des pneumatiques, des fuites dhuile. Il nexiste pas beaucoup de seuils de qualit pour les sols et sdiments pour ces composants organiques. 3. Etat des connaissances sur lcotoxicit des rsidus de lassainissement routier (RAR) 3.1. Des matriaux contamins et potentiellement toxiques Le tableau III-3 prsente des valeurs de teneurs en mtaux valeurs tires de la littrature pour des sdiments de bassins et des balayures de chausses. Les valeurs suprieures au minimum des seuils de mauvaise qualit prsents au tableau 2 apparaissent en italique. Ces valeurs montrent :

    - une forte contamination en mtaux lourds dans un certain nombre de cas, notamment pour Cr, Cu, Pb et Zn, avec des valeurs souvent suprieures aux seuils dcotoxicit (PEC),

    - des carts importants selon les auteurs, lis vraisemblablement des contextes locaux diffrents (trafic, pluviomtrie, type de bassins, temps de sjour des eaux, granulomtrie des sdiments, )

    - une contamination plus forte des sdiments de bassin que des balayures de chausse.

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    Tableau III-3. Teneurs en mtaux de rsidus dassainissement routier daprs la littrature (a valeurs 1993 et 2003/2004 ; b moyenne et intervalle de valeurs min-max ; c bassins autoroutiers ; en italique :

    valeurs suprieures aux seuils de mauvaise qualit du tableau 2) Teneurs en mtaux lourds en mg/kg de matire sche Source

    bibliographique Localisation Cd Ni Cr Cu Pb Zn Balayures

    BAU RN 230 0.5-0.7 25 39-55 76-259 93-111 399-406 Durand, 2003 CUB 0.6 16 33 78 103 447 Birmingham 1.62 41 - 467 48 534 Charlesworth et al.,

    2003 Coventry 0.9 130 - 226 47 386 Bassins

    Wissous 4.5G0.6 499 !167 348 !93.2 324 !25.3 323 !25 1575 !235 Ronchin 7.8 !1.1 59 !3 88 !6 254 !19 633 !47 1417 !158 Chevir 1.8 G0.2 38 G5 88 !7 271 !31 419 !90 1847 !250 Durand 2003

    St- Joseph 2.6 G0.1 52 !2 84 !14 111 !15 190 !13 890 !155 Zones

    commerciales

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    Tableau III-4. Exemples de concentrations en HAPs (g/kg de MS) et en hydrocarbures totaux (mg/kg

    de MS) de sdiments de bassins et de balayage, norme hollandaise (g/kg de MS), VDSS valeur dfinition source sol daprs Durand, 2002.

    Balayures de chausses Bassins ERM BAU RN 230 Pont CUB Wissous Ronchin Chevir VDSS

    Norme hollandaise PEC Long et al., 1995

    Naphtalne 480 - - - - - 23 561 2100 Fluorne - 340 - - - - - 540

    Phnanthrne 990 450 520 5006 1120 313 45 1500 Anthracne 680 - - - - - 845 1100

    Fluoranthne 1400 1200 860 1374 2290 670 3050 15 2230 5100 Pyrne 2600 1400 810 11510 2154 1223 2600

    Benzo (a) anthracne 1500 1900 430 8060 2154 - 7 20 1600 Chrysne 600 850 340 16240 4200 - 5175 20 2800 Benzo (b)

    fluoranthne - 1300 360 19740 9450 - Benzo (a)

    pyrne - 760 - 12930 6500 - 3.5 20 1450 1600 Benzo (k)

    fluoranthne - 730 - 11480 9450 450 25 Hydrocarbures

    totaux 3170 1380 1350 31778 3872 4192 2500 Balayures de chausses Bassins ERM BAU RN 230 Pont CUB Wissous Ronchin Chevir VDSS

    Norme hollandaise PEC Long et al., 1995

    3.2. Rsultats publis sur lcotoxicit des RAR Les travaux sur lcotoxicit des RAR ne sont pas nombreux. Les premires valuations cotoxicologiques se sont intresses juste titre aux effets des rejets deaux de ruissellement de chausses, quelles soient urbaines ou (auto)routires, sur les milieux rcepteurs (Smith et Kaster, 1983 ; Shutes, 1984 ; Maltby et al., 1995a, 1995b ; Boxall et Maltby, 1997 ; Perdikaki et Mason, 1999 ; Sriyaraj et Shutes, 2001 ; Lee et al., 2004 ; Grapentine et al., 2004). Maltby et al. (1995a) mesurent les impacts de rejets autoroutiers sur la qualit de leau et des sdiments de cours deau, ainsi que sur le compartiment biotique (macro-invertbrs) de ces cours deau. Ils mettent en vidence une contamination des sdiments par des HAPs (notamment phnanthrne, pyrne et fluoranthne, quelques mg/kg chacun) et des mtaux lourds, et une hausse des teneurs en mtaux lourds (notamment Zn, Cd, Cr et Pb) et en anions de leau. Ils mesurent galement un effet sur la diversit et la composition des assemblages de macro-invertbrs sur certains cours deau. Poursuivant leurs investigations par une tude didentification des toxiques, Maltby et al. (1995b) montrent que lessentiel de la toxicit des sdiments contamins vis--vis de lamphipode Gammarus pulex est expliqu par les HAPs. Afin de confirmer ce rsultat et de prciser, Boxall et Maltby (1997) montrent que pyrne, fluoranthne et phnanthrne expliquent 31 120% de la toxicit observe. Il convient cependant de remarquer, ce stade, que ces rsultats portent sur des extraits organiques de sdiments contenant ces HAPs et non sur les sdiments eux-mmes, ce qui, comme ils le reconnaissent eux-mmes, peut conduire une surestimation de la toxicit par une augmentation importante de la biodisponibilit des polluants.

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    Plus rares sont les travaux sintressant aux impacts cotoxicologiques des rejets issus des bassins de rtention. Lieb et Carline (2000), se proccupant des impacts dun tel rejet sur les communauts de macro-invertbrs dun cours deau en tte de bassin de Pennsylvanie (USA), exposent Gammarus minus in situ dans le cours deau rcepteur pendant 42 jours. Ils concluent que, en dpit de conditions dgrades en aval du rejet, lessai in situ na pas permis de dmontrer de faon claire que le rejet deaux de chausses urbaines tait toxique pour cet amphipode. Un autre point de vue sest constitu plus rcemment alors que se sont gnraliss les ouvrages dassainissement routier destins rduire limpact des eaux de chausses sur les milieux rcepteurs. Comme expliqu en introduction, certains bassins de rtention ont t conus comme de vritables zones humides permettant, par la prsence dun sol, dun sdiment et de vgtaux aquatiques, le dveloppement dune biocnose, et ce en dpit de la prsence de polluants lis leur fonction de rtention. Dans un contexte urbain et pri-urbain o les zones humides sont menaces par le dveloppement de lurbanisation et des rseaux de transport, ces bassins assimilables des mares prennent une valeur cologique significative (USEPA, 1999; Stahre et Urbonas, 1990). Se pose alors pour certains auteurs la question des impacts des polluants sur la faune et la flore prsentes ou de passage (Bishop et al., 2000a, 2000b ; Karouna-Renier et Sparling, 1997, 2001 ; Scher, 2005 ; Scher et Thiery, 2005 ; Casey et al., 2006 ; Foltz et Dodson, 2008 ; Wik et al., 2008). Karounia-Renier et Sparling (1997) valuent la toxicit de sdiments et deaux issus de bassins de rtention sur lamphipode Hyalella azteca expos 10 jours. Leurs rsultats montrent une survie normale (>87%) et une absence deffet sur la croissance pondrale, alors que la taille des amphipodes est significativement plus grande dans certains sdiments, rsultat qui est mis sur le compte de la richesse de ces sdiments en matires organiques nutritives. Labsence de toxicit est due selon eux la prsence (quantifie) de sulfures, qui rduisent la biodisponibilit des mtaux comme le cuivre. Pour Scher (2005), tudiant les cosystmes de six bassins dpendant de deux autoroutes (trafic jusqu' 65000 vh/jour) et dun bassin tmoin hors de la zone d'influence de ces autoroutes, la richesse biologique de ces cosystmes, value par des relevs de libellules, amphibiens et macrophytes, est lie aux caractristiques de l'habitat, pas la pollution (il est vrai modre). Mayer et al. (2008) sintressent quant eux aux effets de la pollution saline (sels de dverglaage) sur la toxicit de sdiments de bassins de rtention vis--vis du mme amphipode Hyalella azteca, le chlorure de sodium pouvant conduire augmenter la teneurs en mtaux dans les eaux interstitielles. Leurs rsultats suggrent que la complexation du cadmium par les ions chlorures (1 3 g/L) entrane une augmentation de la teneur en Cd et que la toxicit leve des eaux interstitielles nest pas due aux chlorures mais probablement amplifie par ceux-ci. Une tude rcente (Wik et al., 2008) propose une approche complte de lvaluation cotoxicologique de sdiments de regards et de bassins de rtention vgtaliss ou simplement tanchs au fond, en tout 13 ouvrages. Elle consiste en des tests de toxicit aigu (amphipode Hyalella azteca, crustacs cladocres Daphnia magna et Ceriodaphnia dubia) sur des suspensions et des lutriats de sdiment, sur les eaux de surface des sites, une identification des toxiques par lapproche TIE (USEPA, 1991), des tests de toxicit chronique (reproduction 7 jours de C. dubia), un dnombrement (nombre de taxons et abondances relatives) des macro-invertbrs prsents dans les sdiments. Plusieurs sdiments ont des teneurs en mtaux qui dpassent les seuils de toxicit (PEC, cf tableau 1 de ce rapport), notamment pour le zinc mais aussi les hydrocarbures aliphatiques longue chane. Les relations entre contamination et toxicit sont faibles, probablement du fait dune biodisponibilit variable, et il ny a pas de relation entre toxicit mesure au laboratoire et richesse biologique. La plupart des bassins ont cependant une richesse biologique pauvre et domine par des taxons polluo-tolrants. Rsultat confirm par Snodgrass et al. (2008) qui posent la question du rle des bassins de rtention dans la conservation ou la rgression des

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    amphibiens, qui peuvent y trouver des sites pour le dveloppement des stades embryo-larvaires. Ils exposent deux espces de grenouilles, la premire (Bufo americanus) polluo-tolrante, la seconde (Rana sylvatica) polluo-sensible, deux sdiments de bassins de rtention en microcosmes, pendant 48 jours. Les rponses sont trs contrastes : lespce sensible ne survit pas alors que lespce tolrante ne prsente que des signes dintoxication sublthale. Les sdiments tudis sont pollus (mtaux, chlorures) mais dans des limites infrieures aux seuils habituels deffets. Dans la mesure o de nombreux bassins de rtention vgtaliss ne font pas lobjet doprations de curage rgulires et sont plutt grs comme des tangs naturels (faucardage), il est intressant de se poser la question de laccumulation des polluants dans ces systmes aliments en permanence par des eaux de chausse, et des consquences ventuelles pour la faune prsente. Cest ce quon fait Casey et al. (2006) en tudiant 10 ans dintervalle les teneurs en Cu, Pb et Zn de sdiments et de macro-invertbrs de 20 bassins de rtention (stormwater ponds). Ils montrent que les concentrations en polluants des sdiments sont stables, lexception du zinc dont la teneur augmente dun facteur 10 en moyenne dans les bassins recevant des eaux dautoroutes et excde alors les seuils de toxicit. Les teneurs dans les macro-invertbrs naugmentent pas dans le temps, ce qui permet aux auteurs de conclure que les risques pour les communauts biotiques de ces ouvrages sont faibles et que ceux-ci ne requirent pas de gestion particulire. Ils recommandent cependant des tudes supplmentaires sur le zinc. Ce mtal pourrait, selon Sparling et al. (2004), gnrer des effets ngatifs sublthaux sur le dveloppement doiseaux (Carouge paulettes, oiseau courant des marais) nichant sur des sites de bassins de rtention. Il reste que, dans la plupart des cas, les sdiments douvrages dassainissement et les eaux correspondantes sont des mlanges de contaminants (mtaux, hydrocarbures, pesticides, ) et quil est difficile, mme par des approches de type TIE (Toxicity Identification Evaluation), dattribuer telle ou telle toxicit un contaminant particulier, comme le montrent les rsultats de Wenholz et Crunkilton (1995) et, plus rcemment, de Wik et al. (2008). 4. Contribution du programme lvaluation des risques pour les milieux aquatiques 4.1. Approche en scnario adopte dans ce travail Les travaux dcotoxicologie prsents ci-dessus se sont intresss : - aux effets sur les milieux aquatiques rcepteurs des rejets deaux pluviales urbaines ou issues de plates-formes routires ou autoroutires de chausse, - ou bien la contamination des bassins de rtention et aux effets observs sur les biocnoses de ces bassins ou encore sur des organismes tests exposs in situ ou au laboratoire aux matrices (eau et sdiment) collectes sur place. Le sdiment a t lobjet dune attention particulire dans la plupart des travaux relatifs aux bassins de rtention (Karounia-Renier et Sparling, 1997 ; Casey et al., 2006 ; Mayer et al., 2008 ; Wik et al., 2008 ; Snodgrass et al., 2008) puisquil constitue un pige pour les polluants qui sy accumulent et peuvent exercer des effets sur la faune et la flore benthiques et, par voie de consquence, sur la chane trophique (cf travaux de Sparling et al. (2004) sur les oiseaux). Aucun de ces travaux na cependant considr le cas des rsidus dassainissement routier qui, une fois sortis du bassin, du foss ou balays sur la chausse, doivent tre limins ou valoriss. Nous considrons ici le cas dun scnario de valorisation des RAR bruts ou traits. Dans un tel scnario, les matriaux sont rutiliss en technique routire (sous-couche routire, ralisation de remblais, ) ds linstant o ils prsentent des caractristiques gotechniques favorables, ce que nous supposons acquis, ou bien simplement dposs sur sol. Ces matriaux peuvent tre lessivs par les pluies, ce qui gnre des percolats

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    (ou lixiviats) pouvant atteindre un milieu aquatique lentique proche et y exercer des effets sur la faune et la fore prsentes. De faon ponctuelle nous prsentons galement les rsultats dun essai sur un sdiment de bassin, considrant la toxicit du sdiment vis--vis dorganismes benthiques et plagiques en contact avec ce sdiment et nous replaant ainsi dans la problmatique des risques pour les biocnoses qui colonisent certains bassins de rtention. 4.2. Matriels et mthodes 4.2.1. Mthodologie gnrale La mthodologie gnrale a consist obtenir un lixiviat de chaque sdiment brut ou trait, caractriser les sdiments et lixiviats sur le plan physico-chimique et en valuer lcotoxicit au moyen de tests mono-spcifiques (une espce expose en conditions normalises, sur une dure courte) ou pluri-spcifiques (essais en microcosmes sur 21 ou 28 jours). Dans le cas du sdiment test directement, celui-ci a t test dans les conditions de lessai en microcosmes. 4.2.2. Rsidus tests Les tudes ont concern 13 sites (tableau III-5), avec une majorit de sdiments de bassins en contexte urbain (voiries fort trafic) et des balayures (Lille). Parmi ces rsidus, trois (AhAh, Chevir, Lille) ont fait lobjet d'un tri granulomtrique, aboutissant diffrentes fractions : la fraction brute, la fraction 2-30 mm, 60 m-2 mm aprs attrition et

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    4.2.3. Production des lixiviats Le protocole mis en place, inspir de la norme franaise NF X 31-210 (AFNOR, 1992) est rsum dans le tableau III-6. Les diffrents bioessais ont t raliss partir de ces lixiviats.

    TableauIII- 6. Protocole du test de lixiviation Solvant utilis Eau distille Rapport solide/liquide 1/10 Dure de Contact 24 h Agitation Par retournement continu (rotation 7 tours/mn) Temprature ambiante

    Dure 15 minutes Vitesse 4000 tr/min Centrifugation

    Temprature 4C Filtration 0.22m En fonction du type dessai

    4.2.4. Caractrisation physico-chimique des rsidus et des lixiviats Des analyses physico-chimiques ont t menes au L.S.E. sur les rsidus ( lexception des chantillons Chevir, AhAh, Lille et leurs fractions granulomtriques, pour lesquelles les analyses ont t ralises par le LCPC de Nantes) et leurs lixiviats afin den dterminer les principales caractristiques. Les principes des mesures sont rappels au tableau III-7. Certaines analyses ont port sur les lixiviats filtrs 0.22 m, soit pour distinguer la fraction particulaire + collodale prsente dans le lixiviat seulement centrifug et la fraction filtre assimilable du dissous, soit pour saffranchir des interfrences dues aux fractions solides.

    Tableau III-7. Analyses ralises sur les RAR et les lixiviats (SAA : spectromtrie dabsorption atomique)

    Analyses physico-chimiques RAR Lixiviat centrifug Lixiviat filtr 0.22 m pH nd pHmtrie

    Conductivit nd Conductimtrie % eau pese nd

    perte au feu pese nd Mtaux (Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn) par SAA, aprs minralisation AFNOR 1998

    par SAA, directement AFNOR 1998

    Ions ammonium (NH4+), ions nitrates NO3-, ions phosphates ( PO43-) nd nd Colorimtrie HACH Anions sulfates SO42-, chlorures Cl- nd nd Chromatographie d'ions Dionex Cations calcium Ca2+, Mg2+, Na+, K+ nd nd Chromatographie d'ions Dionex 4.2.5. Bioessais Essais mono-spcifiques Ces essais, destins donner un premier aperu de la toxicit des chantillons ou prciser les rsultats observs en microcosmes, nont port que sur les lixiviats seulement centrifugs ou filtrs 0.22 m. Les principes de ces essais sont rappels au tableau III-8. Ils concernent une micro-algue (Pseudokirchneriella subcapitata) et un cladocre (Daphnia magna), organismes quon retrouve en microcosmes.

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    Tableau III-8. Essais monospcifiques mis en uvre sur lixiviats de rsidus d'assainissement routier

    Essai Test Algues Test Daphnies Espce Pseudokirchneriella subcapitata Daphnia magna

    Critre d'effet Inhibition de la croissance Immobilisation Inhibition de la reproduction

    Dure d'exposition 72 h 48 h 21 jours Temprature 24 C 20 C Eclairement 6000 lux en permanence Obscurit 2000 lux 16 h/jour Rcipients microplaques de 96 puits

    Tubes essai en verre

    Flacon polythylne

    Nombre d'organismes

    104 cellules par mL t=0 10 daphnies/tube

    1 daphnie par flacon

    Age des organismes t = 0 / < 24 h Rplicats 5 puits/conc. 3 tubes/conc. 10 flacons/conc Nourriture / non Algues : 3.10

    5 cells/mL 3 x/sem.

    Concentrations testes

    11.25, 22.5, 45.0 et 90.0 %

    6.25, 12.5, 25.0, 50.0 et 100.0 %

    12.5 %, 25 %, 50 %

    Volume solution d'essai 250 L 10 mL 40 mL Traitement lixiviat filtration 0.22 m filtration 0.22 m ou non

    Essais en microcosmes Les micro-cosystmes ou microcosmes ont pour but de reproduire, l'chelle du laboratoire, un cosystme naturel simplifi possdant un nombre rduit d'espces caractristiques des principaux niveaux trophiques (Thybaud, 1999). La complexit et la taille de ces dispositifs peuvent aller de la simple bote de Ptri ou du bcher jusqu' la rivire de laboratoire. Ils peuvent tre purement aquatiques, ou terrestres, ou mixtes (aquatique et terrestre). A l'heure actuelle, il n'existe pas de microcosmes standard normaliss. Les dispositifs les plus utiliss sont des systmes statiques (sans renouvellement en continu de l'eau). Ces systmes permettent d'tudier les processus de dgradation des substances chimiques dans l'environnement, leur devenir ou leurs effets cotoxicologiques. Ceux-ci sont estims de faon plus raliste que par des tests de toxicit monospcifiques, car les microcosmes permettent de tenir compte des altrations possibles du potentiel toxique d'une substance, en particulier des phnomnes d'adsorption ou de biodgradation. Les microcosmes utiliss dans cette tude (Clment et Cadier, 1998) se composent dun compartiment physique (colonne deau et sdiment) et dun compartiment biologique (figure III-1). Ils simulent, avec plus ou moins de ralisme, les effets dun polluant ou dun ensemble de polluants sur le fonctionnement dun cosystme aquatique lentique pour une priode plus ou moins longue. Lessai en microcosmes soumet les populations voluant dans le mme compartiment (colonne deau, sdiment) des conditions identiques (pH, temprature, conductivit, photopriode, teneur en oxygne) et aux mmes substances. Les organismes se dveloppant dans des compartiments diffrents seront exposs aux diffrents pools et espces chimiques dune mme substance refltant linfluence des conditions du milieu sur sa distribution spcifique et son transfert dun compartiment lautre. En plaant plusieurs espces appartenant diffrents niveaux trophiques dans un mme milieu, les effets directs mais aussi indirects dun polluant seront observs. Ainsi, un polluant

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    peut savrer sans effet direct sur un organisme mais peut laffecter indirectement par certains mcanismes cologiques (interactions avec les autres espces par comptition et/ou prdation, ). Les microcosmes offrent ainsi un moyen de suivre les effets directs et indirects dune substance toxique sur la dynamique des populations. Les impacts dun polluant sur les grandes fonctions dun cosystme : respiration, photosynthse, productivit primaire, minralisation de la matire organique peuvent tre galement tudis grce ce type dessais (Clment, 2006).

    Figure III-1. Reprsentation schmatique d'un microcosme de 2 litres Le protocole gnral du test est dcrit dans la littrature (Clment et Cadier, 1998 ; Clment et al., 2004; Triffault-Bouchet et al., 2004, 2005). Dans les essais raliss nous avons choisi de travailler en sdiment artificiel (150 g sec par microcosme constitu de 88% de sable de Fontainebleau, 10% de kaolin, 1.5% d'alpha-cellulose, 0.1% de carbonate de calcium et 0.3% de TtraMin (nourriture pour poissons)), avec une colonne d'eau constitue d'un milieu synthtique OCDE modifi (enrichi en calcium et en vitamines) (OCDE, 1993 ; Clment, 2006). Les microcosmes sont placs dans une salle thermostate 20C et sont soumis une photopriode de 16 heures dintensit moyenne de 2 000 lux en surface. Ils sont ensuite ars de faon permanente laide de pipettes Pasteur relies une pompe daquarium afin de saturer la colonne deau en oxygne. Les systmes sont laisss au repos sans lumire pendant 6 jours environ afin de permettre ltablissement dun quilibre entre les phases liquide et solide et une stabilisation des paramtres physico-chimiques et bactriologiques (Clment, 2006). Les lixiviats seulement centrifugs sont introduits en mme temps que les organismes aprs cette phase de stabilisation. J0 correspond lintroduction des organismes dont le nombre et lge sont indiqus dans le tableau III-9.

    Les paramtres physico-chimiques ont t suivis suivant le protocole prsent dans le tableau III-10. Le suivi des organismes est compos de deux parties : un suivi en labsence de sacrifice, et un autre suivi lors des sacrifices, prsents dans les tableaux III-11 et III-12.

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    Tableau III-9. Densit des organismes introduits dans les microcosmes Organismes Nombre Age

    Daphnies Daphnia magna 10 Moins de 24 heures Algues

    Chlorella vulgaris Pseudokirchneriella subcapitata

    10000 cells/mL 10000 cells/mL

    -

    Lentilles deau Lemna minor 12 frondes (6 colonies de 2 frondes) - Amphipodes Hyalella azteca 10 1 2 semaines

    Larves de chironomes Chironomus riparius 25 2 4 jours

    Tableau III-10. Paramtres physicochimiques suivis dans les microcosmes Paramtres Frquences Appareil de mesure Support

    Conductivit Conductimtre WTW modle LF 95 muni dune sonde Tetracon 96 Temprature

    pH Sonde de temprature intgre au conductimtre pH-mtre WTW modle pH 96 talonn

    avant chaque mesure Pourcentage en O2 dissous

    2 fois / semaine et lors des sacrifices

    Sonde O2

    Eaux surnageantes non

    filtres

    Tableau III-11. Suivi des organismes des microcosmes en labsence de sacrifice Organismes Frquence Paramtres mesurs Mthodes Lentilles deau

    2 fois / semaine Croissance Nombre de frondes

    Survie Comptage vue des mres jusqu lapparition des

    premiers jeunes puis par siphonage (les mres sont rintroduites aprs comptage) Daphnies 1 2 fois / semaine

    Reproduction Comptage par siphonage des jeunes qui ne sont pas remis

    ensuite dans la colonne deau pour viter une surpopulation

    Jours ouvrables Survie

    Nombre de mles Nombres de femelles Chironomes

    (Imagos) Fin dessai Croissance Poids secs des mles Poids secs des femelles Les travaux prcdents raliss au sein du LSE taient effectus sur des microcosmes de 2 litres sur 28 jours. Etant donns les rsultats obtenus lors de ces essais, il a t dcid de rduire la dure de l'essai 21 jours, les effets observs diffrant peu durant cette priode. Cette diminution permet de travailler simultanment sur un plus grand nombre de sdiments tout en permettant l'obtention de rsultats pertinents sur les effets chroniques des lixiviats de rsidus d'assainissement routier.

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    Tableau 12. Suivi des organismes des microcosmes lors des sacrifices (* les adultes sont suivis de la mme manire quen labsence de sacrifice)

    Organisme Paramtres mesurs Mthode Croissance Nombre de frondes Lentilles deau Production primaire Poids sec

    Algues Croissance Teneurs en chlorophylle a (AFNOR 1999) Survie Nombre de mres

    Croissance Poids sec des mres Daphnies Reproduction Nombre de jeunes

    Survie Nombre de larves Chironomes (larves)* Croissance Poids sec des larves aprs 24h de jene 202C, lobscurit dans de leau de nappe

    Survie Dnombrement Amphipodes Croissance Poids sec aprs 24h de jene 202C, lobscurit dans de leau de nappe

    4.3. Rsultats 4.3.1. Composition physico-chimique des RAR et des lixiviats Les teneurs en mtaux lourds mesures dans les RAR (tableau III-13), compares aux seuils de toxicit admis pour les sdiments (TEC et PEC), seuils que nous avons repris (tableau III-2) pour dsigner de faon consensuelle un sdiment de bonne qualit et un sdiment de mauvaise qualit, montrent que tous les chantillons prsentent un risque pour les organismes aquatiques benthiques. Ce risque peut tre rsum par le quotient de risque QPECm qui apparat en dernire colonne. Un quotient < 0.10 traduit labsence de risque pour lcosystme et la possibilit de valoriser le matriau, une valeur comprise entre 0.10 et 0.50 permet de supposer un risque et engage raliser des bioessais pour prciser, alors quune valeur > 0.5 conduit une valuation dtaille des risques (Babut et Perrodin, 2001). Les rsultats montrent que les rsidus dassainissement routier sont, au regard de leurs teneurs en mtaux lourds, des sdiments a priori dangereux pour lenvironnement aquatique :

    16 chantillons sur 28 prsentent au moins une teneur dpassant le seuil deffet probable PEC,

    aucun chantillon ne prsente un QPECm 0.5, les fractions < 60 m sont les plus contamines et prsentent toutes un QPECm >1, hormis le cas de cette fraction trs fine, lintrt du criblage granulomtrique

    napparat pas de faon vidente au regard de ces critres de toxicit. Les teneurs en cadmium se situent plutt des niveaux non problmatiques (18 valeurs < TEC sur 29), alors qu loppos le cuivre, le plomb et le zinc prsentent une majorit de valeurs potentiellement dangereuses (25 27 valeurs > TEC sur 29) et que les dpassements de PEC sont souvent simultans pour Pb, Zn et Cr, Cu ou Ni (10 valeurs sur 28).

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    Tableau III-13. Teneurs (mg/kg poids sec) ETM des RAR (gris clair : teneurs < TEC ; gris intermdiaire : teneurs > TEC et < PEC ; gris fonc : teneurs > PEC ; QPECm : quotient de risque ;

    0.5 gris fonc) Cd Cr Cu Ni Pb Zn QPECm

    Wissous 4.5 348 324 499 323 1575 3.74 AhAh1 brut 4.26 68 139 61 244 631 1.16

    AhAh1 2-30 mm 2.6 541 120 38 169 535 1.58 AhAh1 60 m-2 mm 1.75 60 72 62 119 271 0.70

    AhAh1

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    trs infrieures aux PNEC sauf pour certains chantillons (Wissous, Chevir, RCE8, A2, S), pour le cuivre essentiellement. Les lixiviats des fractions granulomtriques 60 m-2 mm et 2-3 mm semblent en moyenne un peu moins contamins que les lixiviats des rsidus bruts, mais prsentent eux aussi des valeurs > PNEC. 4.3.2. Toxicit du sdiment de Wissous Un essai en microcosmes a t effectu sur le sdiment de Wissous. Sur lensemble des paramtres biologiques considrs, seules la survie et la croissance des amphipodes H. azteca sont affectes de faon significative (40% par rapport au tmoin). On note galement une stimulation de la croissance algale (mais pas des lentilles deau) probablement lie aux apports de nutriments par le sdiment. 4.3.3. Toxicit des lixiviats Tests mono-spcifiques Les essais dimmobilisation 48 h de Daphnia magna montrent une absence totale de toxicit 12.5 et 25% pour tous les lixiviats, quelques effets significatifs ntant nots qu 100% de lixiviat pour certains chantillons (inhibition de 60% pour AhAh2 60 m-2 mm). Des tests dinhibition de la reproduction de D. magna sur 21 jours ont t mis en uvre pour le lixiviat du sdiment de Chevir filtr ou non 0.22 m (concentrations testes : 12.5, 25 et 50%). Les daphnies survivent sur la dure de lessai, la reproduction est un peu moins bonne dans les lixiviats non filtrs, mais non significativement diffrente de celle des tmoins. Les algues, qui nont pu tre testes dans de bonnes conditions que pour les lixiviats des RAR de lagglomration lyonnaise, ont vu leur croissance inhibe partir de 45% (v : v) de lixiviat pour certains (A7 et RCE8) et 22.5% pour S (figure III-2). A la concentration 90% linhibition est leve (>50%). On note des phnomnes de stimulation pour RCE4 et A7. Dans tous les cas, on nobserve aucune inhibition 11.25%. Ces rsultats suggrent une absence de toxicit pour des concentrations < 10%.

    0

    20

    40

    60

    80

    100

    120

    140

    160

    180

    0 20 40 60 80 100Lixiviat % ( v:v)

    croiss

    ance

    relat

    ive (%

    ) RCE1RCE2RCE3RCE4RCE8A1A2A7S

    Figure III- 2. Croissance relative des algues par rapport aux tmoins lors des essais sur 9 lixiviats filtrs 0.22 m (valeurs cercls : cart statistiquement significatif par rapport au tmoin)

  • 101

    Tableau III-14. Teneurs en ETM des lixiviats des RAR (NF : lixiviat centrifug, analyses aprs

    minralisation ; F : lixiviat filtr 0.22 m, pas de minralisation avant analyses ; en gris : valeurs > PNEC Ineris)

    Pb Cd Cr Ni Cu Zn NF 1906 20.7 180.7 281.7 2127.5 10 Wissous F 8.4 0.16 0.74 7.8 13.6

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    occasionnellement tre lgrement inhibe (cas de RCE8 et Chevir fraction 2-30 mm), mais cest un paramtre difficile suivre dans les systmes en raison de nombreux facteurs de variation autres que les teneurs en polluants (sdimentation, broutage par les daphnies, ). La croissance des lentilles nest en rgle gnrale pas affecte, ou bien on observe une stimulation (Wissous, RCE4, RCE8) qui peut tre due un enrichissement en nutriments par les lixiviats ou/et des effets indirects lis par exemple la concurrence algues/lentilles deau. Les lixiviats, aux concentrations testes, sont rarement toxiques pour Daphnia magna, ce qui confirme les rsultats des essais monospcifiques, mais Chevir (fraction 2-30 mm) et Wissous ont inhib la croissance ou/et la reproduction des cladocres. On retrouve des rsultats analogues pour la survie et la croissance de lamphipode Hyalella azteca. Les chironomes Chironomus riparius, dans la grande majorit des cas, survivent et se dveloppent trs bien dans les systmes, le seul effet observ avec le lixiviat de Wissous ayant concern la taille des imagos (adultes ails aprs mergence). Les quelques effets observs dans certains lixiviats (Wissous et Chevir) peuvent tre rapprochs des niveaux de contamination en ETM des microcosmes (tableau III-16). Il est important de noter quil sagit des teneurs totales (phases particulaires et dissoutes) correspondant lajout des lixiviats seulement centrifugs. Une partie des particules se dposent sur le sdiment, ce qui modifie considrablement lexposition des diffrents organismes, notamment ceux de la colonne deau, comme lont montr des analyses ralises sur la colonne deau dans lessai sur le lixiviat de Wissous. Il est possible que daphnies et amphipodes aient t sensibles aux concentrations suprieures aux PNEC values par lINERIS, notamment lorsque ces concentrations sont plus de 10 x suprieures ces seuils. Le cuivre et dans une moindre mesure le zinc et le nickel pourraient bien expliquer les effets observs. Tableau III-15. Rsultats synthtiques des essais en microcosmes mens sur lixiviats de RAR (0 : pas deffet ; - : effet ngatif ; + : effet positif; nm : non mesur) (daprs travaux de Souki, 2006 ; Raevel,

    2007 ; Renard, 2008)

    Algues Lentilles deau RAR Conc lix Dure essai (jours) pH Conductivit Croissance croissance (frondes) biomasse finale

    Wissous 10% 28 augmente 10 de J21

    J28 peu diffrente difficile de conclure + 100%

    AhAh2 brut AhAh2 2-30 mm

    AhAh2 60 m-2 mm 10% 28 0 peu diffrente 0 +20% +20 +30%

    12.5% 0 0 0 0 25% 0 0 0 Chevir 2-30 mm 50% 0

    conductivit plus leve

    pas de donne - daprs pH

    0 0 12.5% 0 0 0 0 25% 0 0 0 0 Chevir 60 m-2 mm 50%

    21

    0 0 pas de donne 0 daprs pH 0 0

    RCE1 0 0 0 0 RCE2 0 0 0 0 RCE3 0 0 0 0 RCE4 0 0 + 70% 0 RCE8 0 - + 100% 0

    A1 0 0 0 0 A2 0 0 0 0 A7 0 0 0 0 S

    10% 21

    0

    Conductivit lgrement plus

    leve du fait des apports de

    lixiviat

    0 0 0

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    Tableau III-15 (suite et fin). Rsultats synthtiques des essais en microcosmes mens sur lixiviats de RAR (0 : pas deffet ; - : effet ngatif ; + : effet positif ; nm : non mesur ; CE50 : concentration qui inhibe de 50% le critre concern) (daprs travaux de Souki, 2006 ; Raevel, 2007 ; Renard, 2008)

    Daphnies Amphipodes Chironomes

    RAR survie Croissance Reproduction Survie Croissance Survie Emergence Croissance adulte Wissous 0 - (60%) 0 (mais retard) 0 - (40%) 0 0 - (50 70%)

    AhAh2 brut AhAh2 2-30 mm AhAh2 60 m-2

    mm 0 0 0 0 0 0 0 0

    0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Chevir 2-30 mm 0 0

    CE50-19 j 35.6%

    CE50-21 j 17.6%

    CE50-21 j 14.6%

    0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Chevir 60 m-2 mm 0 0 0 0 0 0 0 0

    RCE1 RCE8 0 0 0 0 0 0 0 A1 0 0 0 0 0 0 A2 0 0 0 0 0 0 A7 0 0 0 0 0 0 S 0 0 0 0

    nm

    0 0 nm

    Tableau III-16. Teneurs thoriques (calcules partir des analyses sur lixiviat centrifug) en ETM (particulaire + dissous) des microcosmes (en gris : valeurs > PNEC Ineris, en gris fonc : valeurs

    > 10xPNEC)

    Teneur en mtaux dans les microcosmes (g/L) Lixiviat et concentration (%) Cd Cr Cu Ni Pb Zn

    Wissous 10% 2 18 213 28 190 1 AhAh2 brut 10%

  • 104

    4.4 Discussion et conclusion Lanalyse des teneurs en ETM de la trentaine de RAR (matriaux bruts et fractions granulomtriques pour certains) tudis par comparaison avec des seuils de type TEC ou PEC ou par calcul dun quotient de risque comme QPECm montre que ces matriaux sont potentiellement dangereux, hors les autres contaminants (HAPs, PCBS, pesticides, etc.) non analyss dans ce travail. Lanalyse des lixiviats de RAR correspondant au scnario tudi (percolation des eaux de pluie au travers des RAR et rejet des RAR dans un milieu aquatique lentique proche) montre que, si ces lixiviats rcuprent une fraction faible des polluants prsents dans les RAR, ils nen prsentent pas moins des teneurs en mtaux problmatiques. Certes, la dilution attendue par le milieu rcepteur, probablement >100x du fait dapports sporadiques, permet de relativiser le danger puisquon obtient alors des teneurs environnementales la plupart du temps infrieures aux seuils de toxicit. En pratique, les essais monospcifiques (daphnies et algues) mens sur ces lixiviats indiquent une absence deffets des teneurs < 20% voire 50%, mme lorsquil sagit de critres deffets chroniques comme la reproduction. Les 15 essais en microcosmes mens sur les lixiviats de RAR bruts et de leurs fractions granulomtriques nont quexceptionnellement mis en vidence des effets ngatifs, et permettent de confirmer labsence de danger pour des teneurs < 10%. Lorsquil y a eu effet, il semble que cela puisse tre expliqu par les teneurs en ETM comme Cu, Zn et Ni. Ainsi, il semble que lanalyse sommaire qui vient dtre faite partir des teneurs en mtaux compares aux seuils de toxicit aquatique et les rsultats des essais en microcosmes mens concordent assez bien. En effet, la premire analyse suggre que, pour la plupart des lixiviats de rsidus dassainissement routier, le risque de toxicit aquatique due aux mtaux est cart aprs dilution par 100 (concentration en lixiviat de 1%), alors que les essais en microcosmes indiquent une absence deffets significatifs pour des concentrations 10%. Compte tenu du facteur de scurit de 10 gnralement appliqu aux rsultats dessais en microcosmes, la PNEC qui en rsulte serait voisine de 1%. Il faut galement se rappeler que les lixiviats produits au laboratoire sont gnralement plus chargs que dans la ralit du fait des conditions de contact entre leau et les matriaux solides, et que les apports de polluants diminuent au fur et mesure que les matriaux sont lessivs (lorsque L : S augmente). Enfin, sagissant de lintrt du criblage granulomtrique du point de vue de lcotoxicologue, le seul rsultat clair que nous avons obtenu est le fait que la fraction 2-30 mm du sdiment de Chevir est significativement plus toxique que la fraction 60 m-2 mm. Cest galement la plus contamine, en mtaux lourds tout au moins, ceci pouvant expliquer cela. 5. Evaluation des risques pour les plantes terrestres et rle des plantes dans le devenir des mtaux 5.1. Problmatique Bedell et coll. (L.S.E.) ont cherch valuer les risques pour les plantes terrestres poussant sur les dpendances routires ralises avec des rsidus dassainissement routier, et le rle de ces plantes dans lvolution de ces matrices contamines (notamment extraction des mtaux) (Bedell et coll.). Il sagit :

    - dvaluer leffet des polluants mtalliques issus de sdiments routiers sur la croissance de la plante,

  • 105

    - dvaluer la mobilit du zinc et du cadmium des sdiments routiers et la mettre en regard avec les rsultats obtenus au sein des vgtaux,

    - de dterminer la bioaccumulation au sein du ray-grass du zinc et du cadmium issus des sdiments routiers,

    - et enfin didentifier une ventuelle influence des pratiques des gestionnaires telles que la tonte sur laccumulation au sein des vgtaux, voire sur la mobilit du zinc et du cadmium.

    5.2. Expriences ralises Lensemble des expriences a t effectu sur le ray grass car il sagit dune plante couramment utilise pour la vgtalisation de sites. De plus, cette espce est connue dans la bibliographie pour tre une espce modle pour ltude de la bioaccumulation [Maisonnave et al., 2001]. Cette plante a dj fait lobjet de nombreuses tudes sur lextraction de polluants issus de sols pollus [Maisonnave et al., 2001], de sdiments de canaux [Capilla, 2005] mais il ny a pour linstant que trs peu dtudes sur les sdiments dassainissement pluvial [Gigleux et al., 2000]. Les mtaux suivis sont le zinc et le cadmium, lun tant un oligo-lment (le zinc) et lautre non. Enfin, ces deux lments font partie des lments les plus transfrables du sol aux plantes [Labrecque et al., 1995] et il peut tre intressant de dtecter une ventuelle influence des sdiments sur leur transfert ou mobilit environnementale. Pour cela, 100 graines de ray grass ont t mises en culture sur 1.6 kg de sdiment dans des pots de 2 litres percs au fond par de petits trous pour assurer le passage deau. Lensemble des pots a t plac dans une salle climatise 20C, avec un clairage continu afin dassurer une photopriode de 16h et une nuit de 8h. La rcolte a eu lieu aprs deux mois de culture. Une couche de sable a t place au-dessus du sdiment afin de faciliter la germination des graines dposes. Un tamis quadrill a t plac au fond du pot afin dviter que trop de particules ne partent du pot au cours de larrosage (voir figure III-3).

    Figure III-3 : Dispositif exprimental pour le suivi de la croissance des vgtaux

    Arrosage tous les jours avec de leau dminralise

    100 graines de ray grass

    1,6 kg de sdiment

    Analyse des vgtaux Au cours de la croissance : Suivi du nombre de pousses Mesure de la longueur de la partie arienne

    Au moment du sacrifice : Mesure finale de la longueur de la partie arienne/ racinaire Mesure finale de la biomasse frache/sche de la partie

    arienne/racinaire Mesure des teneurs totales en zinc et en cadmium au sein de

    la partie arienne/ racinaire

    Au cours de la croissance : Suivi du poids

    Au moment du sacrifice : Mesure finale de la teneur en eau Mesure de la teneur totale en zinc et en cadmium * Extractions chimiques simples *(CaCl2, HNO3, DTPA) Mesure du pH* * : mesures effectues au sein du sdiment adhrent aux racines et non adhrent

    Analyse des sdiments 50 g de sable de fontainebleau

    Grille

  • 106

    Les principales caractristiques des sdiments sont regroupes dans le tableau III-17.

    Tableau III-17. Principales caractristiques des sdiments 5.3. Rsultats et discussion 5.3.1. Croissance Le sdiment avec le plus faible taux de germination prsente un ray grass avec des racines plus courtes de 3 4 cm que pour les autres sdiments. En ce qui concerne la biomasse frache des feuilles, elle est suprieure celle de la partie racinaire pour lessai sur le sdiment de Chevir et Lyon alors que le rapport sinverse pour la matire sche. Pour le sdiment de Nancy, la biomasse des feuilles produites est infrieure la biomasse racinaire . Le principal signe de toxicit dans notre tude est une diminution de la croissance racinaire. Il se peut que la texture et leffet toxique des polluants du sdiment aient jou simultanment. 5.3 Rsultats discussion 5.3.1. Accumulation Le sdiment avec le plus faible taux de germination (Chevir) prsente des plantes de ray grass avec des racines plus courtes de 3 4 cm que dans les autres sdiments tests. Pour ce sdiment, les croissances racinaires et parties ariennes sont disproportionnes: le ratio PA/PR est suprieur 2 alors quun rapport gal 1 est le signe dun tat de bonne croissance de la plante. Dans lensemble, les racines ont eu tendance fuir le sdiment et ne se dvelopper quen bordure des pots. Linhibition de la croissance racinaire ainsi que la fuite racinaire peuvent tre un effet combin de la toxicit des mtaux lourds et de la structure compacte du sdiment. En ce qui concerne la biomasse frache des feuilles, elle est suprieure celle de la partie racinaire pour lessai sur le sdiment de Chevir et Lyon (figures III-4). Le principal signe de toxicit combin la structure compacte du sdiment est, dans notre tude, une diminution de la croissance racinaire. Figure III-4a. Concentration en Zn (g/kgMS). Figure III-4b. Concentration en Cd (g/kgMS)

    5.3.2 Mobilit La mobilit du zinc et du cadmium a t value laide dextractions chimiques simples :

    0.000.200.400.600.801.00

    Nancy Chevir Lyon

    Concentration de zinc (en g/kgMS)

    Partie racinaire Partie arienne

    0.000.200.400.600.801.00

    Nancy Chevir Lyon

    Concentration de cadmium

    (en mg/kgMS)

    Partie racinaire Partie arienne

  • 107

    - la fraction changeable (ions sous formes ioniques) a t dtecte laide dune solution CaCl2 0.01 mol.L-1. - La fraction acido-soluble a t value laide dune solution dacide nitrique (HNO3) 0.1 mol.L-1.

    - La fraction lie la matire organique a t value laide dune solution DTPA dont la prparation suit le protocole de la norme ISO 14870 (2002).

    Pour ce qui est de lvaluation de la mobilit par des extractions chimiques simples, on peut

    noter une diffrence dtectable sur les extractions chimiques entre sdiment adhrent et non adhrent pour le cadmium avec dtection du pool changeable pour le sdiment adhrent en fin de culture (environ 1.1 *10-3mg/kg MS de Cd) alors que les diffrences sont non significatives pour le zinc. On peut ainsi mettre en vidence un ventuel rle jou par la plante, en augmentant par exemple la part de cadmium dans la phase changeable.

    On note galement une volution de la mobilit entre le dbut et la fin de la culture: La figure III-5 reprsente schmatiquement les rsultats obtenus pour le Cd lors des essais raliss sur le sdiment de Nancy.

    Figure III-5 : mobilit de Cd pour le sdiment de Nancy

    Les teneurs en cadmium dans chaque pool tudi sont plus importantes en fin de culture. Lapparition de la phase changeable invite penser quil y a eu un dplacement du cadmium des pools les moins mobilisables vers les pools les plus mobilisables. Le cadmium est reconnu dans la littrature pour tre un lment facilement mobilisable. Le dplacement du cadmium vers des pools plus mobilisables peut faire intervenir diffrents mcanismes: on peut, par exemple, mettre lhypothse selon laquelle le cadmium se trouvant dans des pools moins changeables que celui obtenu par le DTPA ait subi des modifications entranant un transfert de cet lment vers la fraction DTPA dont certains lments ont galement pu tre transfrs vers le pool HNO3 plus mobilisable dans lequel des lments ont enfin pu tre transfrs vers le pool changeable dtect laide de CaCl2. Il est cependant difficile didentifier sous quelle forme la plante a pu prlever le cadmium ou le zinc prsents dans le sdiment.

    HNO3 3.27*10-2 mg HNO3 3.34*10-2 mg

    DTPA 1.99*10-2

    DTPA 2.6*10-2 mg

    Teneur totale au sein du sdiment : 56 * 10-2 mg Teneur totale au sein du sdiment : 38 * 10-2 mg

    CaCl2 5.47 *10-5 mg

    Teneur totale au sein du sdiment final: 38 * 10-2 mg

    Teneur totale au sein de la plante (PA+PR)= 1.99 *10-4 mg

    Sdiment initial Sdiment avec tonte la fin de la culture

  • 108

    Les rsultats dextraction sur le sdiment adhrent sont quivalents que lon considre lchantillon tondu ou non tondu. On peut donc penser que leffet de tonte nexplique pas ces rsultats. Les phnomnes observs sur la mobilit du zinc et du cadmium sont inverses lun de lautre. 5.3.3. Effet de la tonte A la fin de la culture, la longueur atteinte par les feuilles tondues est en moyenne de 12.59 cm en 26 jours (figure III-6). Au moment de la tonte qui a eu lieu aprs 36 jours de culture, la longueur moyenne des parties ariennes est de 13.50 cm. Les concentrations bioaccumules sont les plus leves pour des chantillons ayant subi une coupe notamment pour le cadmium. Les diffrences observes lors des extractions chimiques entre les chantillons sont trs faibles. Dans notre tude, la tonte accentue donc non seulement la croissance de la plante mais intervient galement sur les facteurs contrlant laccumulation des mtaux lourds au sein du ray-grass.

    0.005.00

    10.0015.0020.0025.00

    0 10 20 30 40 50 60Nombre de jours

    de culture

    Longueur de la partie arienne (en cm)

    N1 N2 N3N4 N5 N6

    Figure III-6 : vitesse de croissance du ray grass en fonction du temps 5.4. Conclusion et perspectives Il ressort de notre tude que si les rsidus dassainissement pluvial prsentent une structure compacte et des teneurs en mtaux lourds pouvant venir perturber la croissance du ray grass, cette espce na pas prsent de signe svre de toxicit, comme lapparition de ncrose ou de cholorose durant la culture. Ce dernier point peut notamment sexpliquer par la faible accumulation par le ray grass que ce soit pour le zinc ou le cadmium. Il serait intressant dlargir ltude de la bioaccumulation par le suivi dautres mtaux comme, par exemple, le chrome pour le sdiment de Nancy, dont la forte teneur ne semble pas avoir eu dimportantes consquences sur la croissance de la plante. Un suivi de cet lment permettrait davoir une ide de son volution durant la culture. Ltude prsente est exploratrice dans le domaine des rsidus de lassainissement pluvial et considre les sdiments routiers comme des botes noires . Il serait intressant, dune part, davoir un meilleur suivi des paramtres physico-chimiques des sdiments et dautre part, de mieux approcher les conditions relles de culture du ray-grass : En effet, si nous avons pu identifier une lgre influence de la plante sur les pools dans

    lesquels pouvaient se trouver le cadmium et le zinc, ltude de la mobilit demande le suivi dautres paramtres permettant une meilleure comprhension des phnomnes lorigine des

    Echantillons tondus

    Changement de vitesse de croissance

  • 109

    modifications de pools. Par exemple, en ce qui concerne ltude de la mobilit du zinc, lment connu pour tre principalement dans la phase acido-soluble, le suivi de lvolution de la teneur en carbonates dans le sdiment serait une aide linterprtation des rsultats. Le pH na pas vari significativement entre le dbut et la fin de la culture mais un suivi plus rgulier serait intressant car ce paramtre a pu voluer en fonction de la croissance de la plante. Lvaluation de la perte au feu en dbut et fin de culture, voire lanalyse de la teneur en Carbone Organique Total ou de certaines fractions de la matire organique (MO) permettrait davoir une ide de lvolution de la matire organique au cours de la culture. Ce paramtre serait dautant plus pertinent si dautres mtaux, comme le cuivre venaient galement tre tudis. Ltude des phases porteuses (oxydes de manganse,) permettrait galement davoir une meilleure ide de la spciation et donc des ractions gouvernant la mobilit et la biodisponibilit de ces lments mtalliques. Une meilleure reprsentation des conditions relles de culture du ray grass pourrait

    passer par lintroduction de cycles de schage et dhumidification. En effet, si nous avons pu tablir que la mobilit du zinc et du cadmium augmente au cours de la croissance du ray grass, nous avons pour cela maintenu constante la teneur en eau dans le sdiment. En ralit, et notamment pour les bassins dinfiltration, les conditions hydriques et donc dhumidification du sdiment varient au cours du temps et ltude de leur influence sur la mobilit serait intressante. Par ailleurs, si nous avons mis en vidence que la tonte pouvait accentuer la croissance du ray grass ainsi que laccumulation du zinc et du cadmium, nous navons ralis quune seule coupe en deux mois de culture. Il serait particulirement intressant daugmenter la dure de culture et de se renseigner sur la frquence de tonte qui pourrait tre applique par les gestionnaires et ainsi tudier si leffet de la tonte se confirme dans les coupes suivantes. Des perspectives plus larges peuvent tre envisages la suite de cette tude, comme ltude dautres polluants tels que les hydrocarbures qui sont prsents en quantits non ngligeables dans les sdiments routiers. Leur tude amnerait largir la rflexion sur le rle de la plante en considrant non seulement leur capacit dextraction mais galement de stabilisation et surtout de dgradation en relation ou non avec le compartiment microbien du sdiment. 6. Conclusions gnrales Lanalyse des teneurs en ETM de la trentaine de RAR (matriaux bruts et fractions granulomtriques pour certains) tudis par comparaison avec des seuils de type TEC ou PEC ou par calcul dun quotient de risque comme QPECm montre que ces matriaux sont potentiellement dangereux, hors les autres contaminants (HAPs, PCBS, pesticides, etc.) non analyss dans ce travail. Il semble que lanalyse sommaire faite partir des teneurs en mtaux compares aux seuils de toxicit aquatique et les rsultats des essais en microcosmes mens concordent assez bien. En effet, la premire analyse suggre que, pour la plupart des lixiviats de rsidus dassainissement routier, le risque de toxicit aquatique due aux mtaux est cart aprs dilution par 100 (concentration en lixiviat de 1%), alors que les essais en microcosmes indiquent une absence deffets significatifs pour des concentrations 10%. Compte tenu du facteur de scurit de 10 gnralement appliqu aux rsultats dessais en microcosmes, la PNEC qui en rsulte serait voisine de 1%. Il faut galement se rappeler que les lixiviats produits au laboratoire sont gnralement plus chargs que dans la ralit du fait des conditions de contact entre leau et les matriaux solides, et que les apports de polluants diminuent au fur et mesure que les matriaux sont lessivs (lorsque L : S augmente).

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    Par ailleurs, il ressort de cette tude que si les rsidus dassainissement pluvial prsentent une structure compacte et des teneurs en mtaux lourds pouvant venir perturber la croissance du ray grass, cette espce na pas prsent de signe svre de toxicit, comme lapparition de ncrose ou de cholorose durant la culture. Ce dernier point peut notamment sexpliquer par la faible accumulation par le ray grass que ce soit pour le zinc ou le cadmium. Il serait intressant dlargir ltude de la bioaccumulation par le suivi dautres mtaux comme, par exemple, le chrome pour le sdiment de Nancy, dont la forte teneur ne semble pas avoir eu dimportantes consquences sur la croissance de la plante. Un suivi de cet lment permettrait davoir une ide de son volution durant la culture. Des perspectives plus larges peuvent tre envisages la suite de cette tude, comme ltude dautres polluants tels que les hydrocarbures qui sont prsents en quantits non ngligeables dans les sdiments routiers. Leur tude amnerait largir la rflexion sur le rle de la plante en considrant non seulement leur capacit dextraction mais galement de stabilisation et surtout de dgradation en relation ou non avec le compartiment microbien du sdiment. 7. Bibliographie AFNOR (1992). Dchets - Essai de lixiviation. Norme NF X 31-210. AFNOR (1998). Qualit de leau - Dosage de huit lments mtalliques (Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Ag, Pb) par spectromtrie dabsorption atomique dans la flamme. Norme NF T 90-112. Baize D. (2000). Teneurs totales en mtaux lourds dans les sols franais. Le courrier de l' environnement 39 : 39-54. Bishop C. A., Struger J., Barton D. R., Shirose L. J., Dunn L., Lang A. L. (2000a). Contamination and wildlife communities in stormwater detention ponds in Guelph and the Greater Toronto Area, Ontario, 1997 and 1998. Part I. Wildlife communities. Water Quality Research Journal of Canada, 35, 339435. Bishop C. A., Struger J., Shirose L. J., Dunn L., Campbell G. D. (2000b). Contamination and wildlife communities in stormwater detention ponds in Guelph and the Greater Toronto area, Ontario, 1997 and 1998. Part IIContamination and biological effects of contamination. Water Quality Research Journal of Canada, 35, 437474. Boxall A. B. A., Maltby, L. (1997). The effects of motorway runoff on freshwater ecosystems: 3. Toxicant confirmation. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 33, 916. Capilla X. (2005) Dynamique de transfert du cadmium et du zinc au sein des dpts de sdiments de curage vgtaliss. Institut National Polytechnique de Lorraine. 181 p. Casey R. E., Simon J. A., Atueyi S., Snodgrass J. W., Karouna-Reiner N., Sparling D. W. (2006). Temporal trends of trace metals in sediment and invertebrates from stormwater management ponds. Water Air Soil Pollut 178, 6977. Charlesworth S., Everett M., McCarthy R., Ordonez A., De Miguel E. (2003) A comparative study of heavy metal concentration and distribution in deposited street dusts in a large and a small urban area: Birmingham and Coventry, West Midlands, UK. Environment International, 29, 563-573. Clment B., (2006) Apports des essais en microcosmes aquatiques lentiques de laboratoire a lvaluation cotoxicologique des polluants. Rapport dHDR, Spcialit chimie, gnie des procds, environnement , Institut National des Sciences Appliques et Universit Lyon 1, 2006, 277 p. Clment B., Cadier C. (1998), Development of a new laboratory freshwater/sediment microcosm test, Ecotoxicology, 7, 279-290. Clment B., Devaux A., Perrodin Y., Danjean M., Ghidini-Fatus M. (2004). Assessment of sediment ecotoxicity and genotoxicity in freshwater laboratory microcosms, Ecotoxicology, 13, 323-333.

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    QUATRIEME PARTIE

    TRAITEMENT ET VALORISATION DES SEDIMENTS

  • 115

    Cette partie prsente des mthodes de traitement des sdiments de lassainissement pluvial, laccent sera mis sur le traitement physique, avec la conception dune unit pilote. Le traitement biologique (landfarming) et la valorisation des sdiments seront aussi abords. Ces rsultats reposent en grande partie sur les travaux de thse de F. Ptavy (Ptavy,2007 ; Ptavy et al. 2007a et b, 2008a et b, 2009) et sur les travaux de caractrisation raliss par le BRGM. 1. Traitement physique des sdiments Introduction On entend par traitement physique des sdiments, toute opration visant, sur la base de proprits physiques des constituants des sdiments (densit, taille des particules, proprits magntiques), concentrer la pollution au sein dune fraction la plus rduite possible, et de la sparer dune fraction importante de sdiment qui deviendra alors potentiellement valorisable. Le ou les traitements envisags doivent rpondre aux contraintes suivantes : - capacit sadapter un large spectre de qualit du sdiment initial ; - reproductibilit ; - amlioration qui rponde la fois la fois aux besoins gotechniques et

    environnementaux ; en particulier permettre de grer la prsence de polluants mtalliques et organiques, multiples ;

    et, bien sr, dans des conditions conomiquement viables. A lissue de travaux antrieurs portant sur de la caractrisation de sdiments de bassins (Clozel et al., 2006) et dessais en laboratoire (Ruban et al., 2005) , il avait t conclu que lattrition pouvait constituer une mthode de traitement physique des sdiments intressante tester en laboratoire et le cas chant mener lchelle pilote. Quest ce que lattrition ? Lattrition consiste en llimination des encrotements parfois prsents la surface des particules, par frottement autogne (frottement des particules entre elles). Cette opration s'effectue en voie humide. Lquipement ncessaire lattrition est constitu dun ensemble de cuves dotes de pales. Il est conu pour favoriser le frottement (A, B) et non le broyage (C). Chaque cuve est dune forme gnralement octogonale pour viter la rotation de la pulpe. La concentration solide est leve pour favoriser les frottements. Le plus souvent un agent dispersant est employ afin d'viter que les particules prsentes en encrotement, spares par les forces mcaniques au cours de lattrition, ne se r-agglomrent ensuite sous l'effet d'attractions physico-chimiques. Aprs attrition, on opre un tamisage qui permet de sparer les fines (issues des encrotements, qui se sont dtachs) des particules nettoyes plus grossires ( D)

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    Il convenait aussi dassurer un accompagnement en termes de caractrisation pour clairer les succs et ventuels checs rencontrs lors des essais de traitement par attrition, que ces essais soient raliss lchelle du laboratoire ou du pilote. Ainsi, cette partie prsente la fois lapproche exprimentale de traitement physique des sdiments et le fruit de la caractrisation qui est mene, parfois en amont, le plus souvent en aval, pour aider linterprtation des rsultats. 2. Schma de traitement lchelle du laboratoire 2.1 Principe gnral Le schma gnral men lchelle du laboratoire est prsent sur la figure IV-1. Afin de connatre la rpartition des polluants au sein du sdiment initial et leffet de lattrition sur cette rpartition, ainsi que pour optimiser techniquement lattrition (le frottement autogne est plus efficace quand la tranche granulomtrique est resserre), le sdiment est pralablement tamis en plusieurs fractions granulomtriques (1250m, dans cet exemple). Les essais dattrition sont ensuite effectus sur les deux fractions les plus grossires, lattrition nayant pas lieu dtre sur la fraction fine. Toutes les fractions issues du tamisage, avant et aprs attrition, sont peses aprs schage et font lobjet dune analyse des principaux mtaux et du pourcentage de matire organique.

    Figure IV-1: Schma de traitement lchelle du laboratoire

    SEDIMENTS BRUTS

    Tamisage 1250 et 250 m

    > 1250 m 250 m - 1250 m < 250 m

    Attrition 180 secondes 68 % solides 2125 tours minute-1

    Tamisage 250

    Attrition

    Tamisage 250

    < 250 m > 250 m

    < 250 m 250 - 1250 m

    % massique % M.O [Mtaux]

    % massique % M.O [Mtaux]

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    2.1.1 Le sdiment de dpart caractrisation par sparation granulomtrique Le sdiment tudi provient du bassin dinfiltration des eaux pluviales routires de Chevir (cf. les sites dtude ; chap. 2.1. les sites routiers) dont les principales caractristiques physico-chimiques sont bien connues (Clozel et al., 2006 et rfrences incluses). Ce bassin est particulirement reprsentatif en termes de concentrations couramment rencontres en mtaux (ni trop leves, ni trop basses) varis (pollution multi mtallique) et riche en matire organique. Ce sdiment fera lobjet de diffrents essais aussi bien lchelle du laboratoire qu celle du pilote. Sa caractrisation initiale a t entreprise par le biais dune sparation en diffrentes fractions granulomtriques. Les teneurs en polluants organiques et mtalliques ainsi que le pourcentage massique de chaque fraction sont prsents dans le Tableau IV-1 et compares aux valeurs cibles et dintervention de la norme hollandaise. NB : tout au long de cette partie, les concentrations exprimes en mg kg-1 sentendent relativement la matire sche, obtenues en gnral lissue dun schage prolong 40C jusqu stabilisation du poids. Tableau IV-1 : Pourcentages massiques, teneurs en matire organique et en lments traces des trois

    fractions granulomtriques du sdiment de Chevir et comparaison aux valeurs cibles et dintervention de la norme hollandaise.

    P.M M.O Cd Cr Cu Ni Pb Zn % mg kg-1 > 1250 m 20 6,2 0,6 36 122 16 183 699 250 < < 1250 m 45 6,4 0,5 40 155 18 200 729 < 250 m 35 17,1 0,8 113 334 45 434 2 079

    Cible 0,8 100 36 35 85 140 Norme hollandaise Intervention 12 380 190 210 530 720 3 La fraction fine (< 250m) reprsente 35 % de la masse totale de lchantillon de Chevir tudi, ce qui est une proportion relativement faible pour un sdiment1. Elle prsente une forte proportion de matire organique (17,1 %) et des concentrations notables en lments traces divers. En termes de distribution, les mtaux sont significativement enrichis dans la fraction fine, puisque les 35% de la fraction fine infrieure 250 m renferment, lexception du cadmium (45 %), entre 55 et 60 % de la quantit totale des lments traces (Figure IV-2). En contrepartie, les fractions grossires renferment moins de mtaux mais les teneurs y demeurent leves. Les concentrations en cuivre (334 mg kg-1) et en zinc (2079 mg kg-1) atteignent des valeurs 2 3 fois suprieures aux valeurs dintervention de la norme. 1 Notons que le sdiment prlev en 2002 dans le mme bassin et caractris par Clozel et al. 2006 contenait plus de 70% de particules dun diamtre infrieure 250 m. De mme, contrairement lchantillon prsent dans cette tude, il ntait pas observ denrichissement significatif en lments mtalliques dans la fraction fine. Cette diffrence sexplique par la prsence dune fraction sableuse beaucoup plus importante dans lchantillon tudi par Ptavy (2007). Limportance de la reprsentativit de lchantillon tudi a t aborde plusieurs occasions dans ce rapport.

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    0

    20

    40

    60

    80

    % Cd Cr Cu Ni Pb Zn

    Pourcenta

    ges

    > 1250 m 250 < < 1250 m < 250 m

    FigureIV-2 : Pourcentages massiques et pourcentages en lments traces des trois fractions granulomtriques du sdiment de Chevir.

    Lattrition est donc envisage pour liminer dventuels encrotements qui pourraient tre lorigine de ces teneurs leves. 2.1.2 Premier essai dattrition Lessai dattrition a port sur les fractions intermdiaire (particules comprises entre 250 et 1 250 m) et grossire (> 1 250 m). A lissue de lattrition, un tamisage 250 m est ralis et les diffrentes fractions obtenues sont peses et analyses (Tableau IV-2 pour la fraction intermdiaire, Tableau IV-3. Erreur ! Source du renvoi introuvable.Pour la fraction grossire). Tableau IV-2 : Pourcentages massiques, teneurs en matire organique et en lments traces des deux

    fractions granulomtriques issues de lattrition de la fraction 250 m 1250 m. P.M M.O Cd Cr Cu Ni Pb Zn % mg kg-1 250 < < 1250 m 74 0,8 0,1 17 16 9 69 111 < 250 m 26 20,0 1,1 166 387 67 549 2331

    Tableau IV-3: Pourcentages massiques, teneurs en matire organique et en lments traces des deux

    fractions granulomtriques issues de lattrition de la fraction > 1250 m. P.M M.O Cd Cr Cu Ni Pb Zn % mg kg-1 > 250 m 73 1,0 0,1 14 10 8 43 92 < 250 m 27 18,6 1,7 340 372 166 442 2008 Lattrition a entran une formation significative de particules fines (respectivement 26 % et 27 % pour la fraction intermdiaire et pour la fraction grossire). Notons que malgr une surface spcifique plus leve pour la fraction intermdiaire, et priori, un encrotement plus important, les pourcentages de particules fines gnres sont identiques dans les deux fractions (ceci trouvera une explication un peu plus tard). Les particules fines formes lors de ltape dattrition renferment une grande majorit des polluants initialement prsents au sein des deux fractions et les concentrations en mtaux et matire organique de ces deux fractions fines sont trs similaires et leves. On remarquera

  • 119

    que ces fines issues de lattrition sont plus riches en lments polluants que les fines issues du tamisage. En contrepartie, les particules grossires (>250m) lissue de lattrition, dpourvues des encrotements de particules fines, prsentent des teneurs en polluants qui se situent dans les gammes des sols ordinaires donnes par Baize (2000). Les teneurs en matire organique sont gales ou infrieures au pourcent avec 1,0 % pour les deux fractions attrites. Lefficacit de ltape dattrition est visualise en comparant la distribution des lments traces (%) au sein des trois fractions granulomtriques avant et aprs attrition Tableau IV-III). Pour chaque lment ainsi que pour le pourcentage massique total, deux histogrammes sont prsents. Le premier reprsente, pour mmoire (car dj prsent sur la Figure IV-2) la distribution initiale selon les trois tranches granulomtriques lissue des tamisages 250 m et 1250 m ; le second prsente la distribution des lments traces entre les diffrentes fractions aprs lattrition : la fraction 1250m attrites et dont la fraction fine ( 250 m entre les fractions 250-1250 m et > 1250 m, lgrement diffrente.

    020406080

    100

    % Cd Cr Cu Ni Pb Zn

    Pource

    ntage

    s

    > 1250 m 250 < < 1250 m < 250 m

    Figure IV-3 : Pourcentages massiques et pourcentages en lments traces des trois fractions granulomtriques avant et aprs attrition.

    Le pourcentage de particules fines infrieures 250 m gnres par attrition des deux fractions grossires (250m-1250m et >1250 m) reprsente 17 % de la masse totale de lchantillon brut. Cette fraction de particules fines est trs enrichie en lments traces. Elle vhicule 31 % de chrome, 32 % de nickel, 35 % de plomb et de zinc, 41 % de cuivre et 47 % de cadmium. Les deux fractions grossires renferment aprs attrition entre 3 et 11 % de la masse totale dlments traces pour un pourcentage massique de 48 %. Les teneurs en matire organique sont gales 0,8 et 1,0 %. Aprs traitement, ces deux fractions sont chimiquement dpollues et compatibles avec les filires de valorisation envisages : remblais et sables bton.

  • 120

    2.1.3. Conclusion Les tapes de tamisage et dattrition ont permis de localiser les pollutions organique et mtallique au sein du sdiment. Les polluants sont essentiellement prsents dans les fractions fines. Ils se trouvent sous deux formes, libres et facilement sparables par tri granulomtrique, ou agglomrs avec dautres particules et ils ncessitent alors une tape dattrition pour tre spars par tamisage. Le tamisage initial et lattrition (suivi dun tamisage) ont isol ces lments fins porteurs de la pollution permettant ainsi de produire des fractions grossires dpollues susceptibles dtre valorises. Dans cette premire exprience, les lments fins isols reprsentent 52 % de la masse totale de lchantillon et labaissement des teneurs est tel que la fraction potentiellement valorisable est gale 48 %. 2.2 Optimisation des paramtres de lattrition Loptimisation de la mthode de traitement a t ralise en ajustant trois des quatre paramtres influant sur lefficacit de lattrition : les seuils de coupure (c..d. les diamtres encadrant la tranche granulomtrique qui fera lobjet dune attrition), la teneur en eau de la pulpe attriter et la dure dattrition. Le quatrime paramtre influant est la vitesse de rotation des pales dans la cellule dattrition. Il ne sera pas tudi dans ce travail, la vitesse est fixe et gale 2 125 tours par minute. La premire tape consiste faire varier les seuils de coupure pour dterminer leurs optimums, la dure dattrition et la teneur en eau de la pulpe tant fixes (dfinies respectivement 180 secondes, teneur en eau de la pulpe de 40 %). Une fois les seuils de coupure optimums tablis, des essais dure dattrition dure fixe (180 secondes) sont ralises diffrentes teneurs en eau de la pulpe (26 %, 44 %, 53 %, 61%). Une fois, la teneur en eau optimale dfinie, la dernire tape a consist dterminer la dure de traitement la mieux adapte. A lissue de chacune de ces tapes, les fractions obtenues ont t peses et analyses (matire organique et lments traces) afin dtablir les bilans de rpartition des polluants. Les matriaux issus des essais relatifs la dtermination de la dure de lattrition ont t galement tudis au microscope lectronique balayage. Le protocole doptimisation de la mthode de traitement est dcrit sur la figure IV-4.

  • 121

    Figure IV-4 : Schma du protocole doptimisation de la mthode de traitement. 2.2.1 Optimisation du seuil de coupure Les seuils de coupure sont dtermins en rapport avec les exigences rencontres dans llaboration dune unit pilote. Pour des raisons conomiques et pratiques, il est prfrable de raliser lattrition sur une seule tranche granulomtrique et non sur plusieurs tranches comme lors des essais de caractrisation. Cette tranche est dfinie par un seuil infrieur et suprieur. Le seuil de coupure suprieur (S1) va dfinir le pourcentage massique de sdiments traiter par attrition (fraction < S1) et par consquent le pourcentage de sdiments non attrits (> S1) et directement valorisable si les caractristiques chimiques et gotechniques sont acceptables. Le seuil de coupure infrieur (S2) dfini le diamtre de ce qui sera considr comme les particules fines ( S 1 S 2 S 1 < S 2

    Dure : 30, 60, 90, 180, 360 Attrition

    Tamisage S 2

    < S2 ATT S 2 S 1 ATT

    % massique % M.O [Mtaux] % massique % M.O [Mtaux]

    Teneur en eau : 26 %, 44 %, 53 %, 61%

    S 1 : 2 mm

    S 2 : 80 m, 125 m, 160 m, 200 m

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    procd, la granulomtrie maximale suprieure du produit traiter par attrition est frquemment fixe 2 mm lors des tudes minralurgiques. Pour les essais doptimisation, le seuil de coupure suprieur S 1 retenu est donc de 2 mm. 2.2.1.2 Seuil de coupure infrieur S 2 Le choix du seuil de coupure infrieur S2 va directement influer sur le volume de particules fines gnr. Les 4 seuils de coupure infrieurs, S2, tests sont 80, 125, 160 et 200 m. Loptimum est dfini en fonction de la quantit de particules fines formes (qui doit tre faible) et labaissement constat sur les pollutions organique et mtallique rsiduelles une fois ces fines limines.

    Pourcentage de particules fines Les pourcentages de particules obtenus avant et aprs attrition en fonction des seuils de coupure sont reprsents sur la Figure IV-5 pour le sdiment de Chevir.

    y = 0,1188x + 17,472

    y = 0,0983x + 38,362

    010203040506070

    < 80 m < 125 m < 160 m < 200 mSeuils de coupure

    Pour

    centa

    ges d

    e part

    icules

    fin

    es

    Avant attrition Aprs attrition

    Figure IV-5: Pourcentages de particules fines en fonction des seuils de coupure Sdiment de Chevir.

    En dehors de toute attrition, selon le seuil de coupure, c'est--dire, le diamtre du tamis choisit, le pourcentage de particules fines (infrieures ce diamtre) prsent dans lchantillon de Chevir varie de 27 % pour les particules infrieures 80 m 41 %4 pour les particules infrieures 200 m. Aprs attrition, en fonction du seuil de coupure, le pourcentage de particules fines varie de 46 % (S2 choisit 80 m) 56 et 57 % pour les seuils de 160 et 200 m. Avec un seuil de coupure de 80 m, le traitement physique mis en place enregistre une production de particules fines environ 10 % infrieure celle obtenue avec des coupures de 160 et 200 m.

    Teneur rsiduelle en polluants organiques et mtalliques Les teneurs en matire organique et en lments traces (seul lexemple du zinc sera illustr ici) prsentes au sein des fractions intermdiaires (comprises entre S2 et S1) sont dtermines avant et aprs traitement et reprsentes sur les figures IV-6 et IV-7.

    4 On notera que cet chantillon est dj un peu plus fin que le prcdent ayant donn lieu la granulochimie car pour le premier chantillon, la fraction de particules infrieures 250m tait de seulement 35% alors quelle reprsente dj plus de 40% 200m et sur la partie infrieure 2mm du total.

  • 123

    02468

    1012

    80 m - 2 mm 125 m - 2 mm 160 m - 2 mm 200 m - 2 mmSeuils de coupure

    Pour

    centa

    ges d

    e mati

    re

    orga

    nique

    Avant attrition Aprs attrition

    Figure IV-6 : Pourcentages de matire organique dans les fractions intermdiaires avant et aprs traitement en fonction des seuils de coupure Sdiment de Chevir.

    Aprs tamisage, les diffrentes fractions intermdiaires prsentent des teneurs en matire organique similaires, denviron 10 %. Leffet de lattrition sur labattement de la matire organique est important avec une diminution de 60 % environ pour 30 % de particules fines gnres. Cet effet est indpendant des seuils de coupure retenus ; les teneurs en matire organique varient de 3,7 % pour la fraction 200 m 2 mm 4,8 % pour la fraction 160 m 2 mm. La fraction 80 m 2 mm prsente une teneur en matire organique de 4,0 %. La tendance gnrale est identique pour les lments traces.

    0

    400

    800

    1200

    1600

    80 m - 2 mm 125 m - 2 mm 160 m - 2 mm 200 m - 2 mmSeuils de coupure

    Conc

    entra

    tions

    en zi

    nc en

    mg

    kg-1

    Avant attrition Aprs attritionValeur cible Valeur d'intervention

    Figure IV-7 : Teneurs en zinc dans les fractions intermdiaires avant et aprs attrition Sdiment de Chevir.

    Avant attrition, les teneurs en cuivre (207 244 mg kg-1) et en zinc (1059 1217 mg kg-1) sont suprieures aux valeurs dintervention de la norme hollandaise pour les sols pollus. Comme pour les teneurs en matire organique, les concentrations en cuivre et en zinc dans les fractions 80 m - 2 mm, 125 m - 2 mm, 160 m - 2 mm et 200 m - 2 mm sont relativement similaires. A lissue dun simple tamisage, les concentrations en matire organique des fractions intermdiaires (comprises entre le seuil de coupure S2 et 2mm) sont denviron 10 %. A lissue de lattrition, les concentrations en matire organique des fractions intermdiaires (comprises entre le seuil de coupure S2 et 2mm) sont denviron 4 %. Labattement entrain par lattrition sur la matire organique est trs significatif (diminution de 60 %) et semble tre relativement indpendant des seuils de coupure retenus. Pour le zinc, comme pour la matire organique, labattement des concentrations lissue de lattrition est significatif (rduction de 75 % pour le zinc, pour les autres lments mtalliques les rsultats sont comparables avec une rduction comprise entre 65 et 75% selon les mtaux)

  • 124

    et ne semble pas li au seuil de coupure choisi alors quen proportion la masse de sdiment limine est bien diffrente selon le seuil de coupure choisi. Le seuil de coupure infrieur de 80 m semble ce titre le plus prometteur, car il gnre seulement 10% de fines en plus par rapport au simple tamisage avec les diminutions de concentrations observes sur les mtaux et la matire organique. 2.2.1.3 Conclusion sur loptimisation du seuil de coupure Dans les conditions exprimentales retenues (pourcentage de matire sche de 60 % et dure dattrition de 180 secondes), les rsultats les plus intressants sont obtenus avec des seuils de coupure de 2 mm (seuil S1) et 80 m (seuil S2), c'est--dire pour une attrition ralise sur une tranche granulomtrique de sdiment comprise entre 80m et 2mm. A lissue de lattrition, les fines gnres sont spares laide dun tamisage 80 m. Le seuil de coupure de 80 m est le plus petit test dans les conditions du laboratoire. Il permet de gnrer le moins de volume de particules fines tout en assurant une trs bonne sparation des polluants qui sont trs clairement associs aux plus fines particules dans le cas prsent. 2.2.2 Optimisation de la teneur en eau de la pulpe Dans la cellule dattrition, les forces de frottement entre les particules dpendent de la vitesse de rotation des pales, de la gomtrie de lquipement mais galement de la teneur en eau de la pulpe, les forces de frottement augmentant avec la viscosit et par consquent diminuant avec laugmentation de la teneur en eau de la pulpe. Loptimisation de la teneur en eau de la pulpe est aussi un paramtre important car il va dfinir le dbit dalimentation en matire solide dune installation pilote ou industrielle alimente en continu ; plus le volume deau de la pulpe est faible, plus il est possible de traiter rapidement le sdiment. Afin doptimiser lattrition, un compromis entre les critres conomiques (faible pourcentage de particules fines, haut dbit dalimentation dune unit pilote) et les critres environnementaux (abaissement constat sur les pollutions organique et mtallique rsiduelles) doit tre trouv.

    Pourcentages de particules fines formes Les pourcentages de particules fines infrieures 80 m obtenus aprs attrition en fonction de la teneur en eau de la pulpe traiter sont prsents sur la Figure IV-8.

    05

    101520253035

    20 30 40 50 60 70Teneur en eau (%)

    Pour

    centa

    ges d

    e part

    icules

    fin

    es g

    nre

    s

    Aprs attrition

    Figure IV-8: Pourcentages de particules fines gnres par attrition en fonction de la teneur en eau de la pulpe traiter Sdiment de Chevir.

    Les pourcentages de particules fines formes varient de 22 % 31 % pour des teneurs en eau de la pulpe comprises entre 61 % et 26 %.

  • 125

    Teneurs rsiduelles en polluants organiques et mtalliques Les teneurs en matire organique et en lments traces (Zn) prsentes au sein des fractions intermdiaires sont dtermines avant et aprs traitement et reprsentes sur les Figures IV-9 et IV-10.

    02468

    1012

    0 20 40 60 80Teneur en eau (%)

    Pour

    centa

    ges d

    e mati

    re

    orga

    nique

    Avant attrition Aprs attrition

    Figure IV-9 : Pourcentages de matire organique dans la fraction 80 m 2 mm avant et aprs attrition en fonction de la teneur en eau de la pulpe traiter Sdiment de Chevir.

    0

    400

    800

    1200

    1600

    0 20 40 60 80Teneur en eau (%)

    Conc

    entra

    tions

    en zi

    nc en

    mg

    kg-1

    Avant attrition Aprs attritionValeurs cibles Valeurs d'intervention

    Figure IV-10 : Concentrations en zinc dans la fraction 80 m 2 mm avant et aprs attrition en fonction de la teneur en eau de la pulpe traiter Sdiment de Chevir.

    Avant traitement par attrition, la fraction comprise entre 80 m et 2 mm prsente un pourcentage de matire organique de 10,3 % et des teneurs en zinc et en cuivre de 1200 et 200 mg kg-1. Les teneurs rsiduelles en polluants au sein de la fraction 80 m 2 mm fluctuent de manire importante en fonction de la teneur en eau de la pulpe. Le pourcentage de matire organique varie de 3,4 % lorsque la pulpe traiter contient 26 % deau 6,1 % si elle en contient 61%. Les teneurs en lments traces fluctuent quant elles entre 517 et 298 mg kg-1 pour le zinc et entre 102 et 58 mg kg-1 pour le cuivre. Une certaine linarit est noter entre les pourcentages de fines gnres, les teneurs en polluants organiques (Figure IV-9) et en Zn (Figure IV-10) et la teneur en eau de la pulpe.

    Conclusions relatives au choix de la teneur en eau de la pulpe Dans les conditions exprimentales retenues (seuils de coupure de 2 mm et 80 m et dure dattrition de 180 secondes), les rsultats les plus intressants en termes dabaissement des concentrations de matire organique et mtaux sont obtenus lorsque la pulpe traiter contient le moins deau (26%). Le frottement ayant t plus efficace, la proportion de fines gnres

  • 126

    est plus leve que pour les autres teneurs en eau (formation de particules fines de 5, 7 et 9 % suprieure celle obtenue, avec des teneurs en eau de pulpe de 44, 53 et 61%), mais labaissement des concentrations en matire organique et en lments traces varie, lui, du simple au double entre une pulpe faible teneur en eau (26 %) et forte teneur en eau (61 %). De plus, cette faible teneur en eau de pulpe (26%), lalimentation de la cellule dattrition en continu sera ralise un dbit suprieur que pour des teneurs en eau plus importantes (facteur 1,3 1,9). 2.2.3 Optimisation de la dure dattrition La dure optimale dattrition doit tre dtermine afin de dsagglomrer la majeure partie des particules fines pollues sans gnrer une abrasion des particules grenues. Au niveau dune unit pilote alimente en continu, la dure dattrition va galement dfinir le dbit de traitement des sdiments et par consquent ses conditions de fonctionnement (tarifs, usure et mobilisation des quipements). La dure optimale de traitement sera dfinie en tablissant un compromis entre les aspects conomiques et labaissement des teneurs lissue de lattrition.

    Pourcentages de particules fines Les pourcentages de particules fines formes en fonction des diffrentes dures dattrition (30, 60, 90, 180 et 360 secondes) sont prsents sur la Figure IV-11

    05

    10152025303540

    0 100 200 300 400Dure d'attrition en secondes

    Pour

    centa

    ges d

    e part

    icules

    fin

    es g

    nre

    s

    Avant attrition Aprs attrition

    Figure IV-11 : Pourcentages de particules fines gnres en fonction de la dure dattrition Sdiment de Chevir.

    Dune manire gnrale, le pourcentage de particules fines augmente avec la dure de lattrition. Le pourcentage de particules fines augmente rgulirement de 30 180 secondes, proportionnellement la dure de lattrition. Cette proportionnalit nexiste plus pour une dure de 360 secondes, il y a probablement atteinte dun palier.

    Evolution de la granulomtrie en fonction de la dure dattrition Outre le pourcentage de fines gnres, il est intressant de comprendre lvolution de la granulomtrie. A cette fin, la fraction 80 m 2 mm lissue des diffrentes dures dattrition, a fait lobjet dun tamisage en 5 fractions granulomtriques (80 125 m, 125 250 m, 250 500 m, 500 1000 m, 1000 2000 m) et la rpartition granulomtrique globale est prsente sur la figure IV-12.

  • 127

    0

    5

    10

    15

    20

    25

    30

    35

    40

  • 128

    Avant attrition, les teneurs en cuivre et en zinc sont suprieures aux valeurs dintervention de la norme hollandaise pour les sols pollus. Les volutions des teneurs en cuivre et zinc sont compares aux valeurs cibles et dintervention de la norme hollandaise et vont permettre de dfinir la dure de traitement par attrition la plus adapte pour obtenir une fraction intermdiaire relativement bien dpollue.

    0

    400

    800

    1200

    1600

    0 100 200 300 400Dure d'attrition en secondes

    Conc

    entra

    tions

    en zi

    nc en

    mg

    kg-1

    Avant attrition Aprs attritionValeur cible Valeur d'intervention

    Figure IV-14 : Concentrations en zinc dans la fraction 80 m 2 mm avant et aprs attrition en fonction de la dure de traitement et comparaison aux valeurs cibles et dintervention de la norme

    hollandaise Sdiment de Chevir. Lvolution des teneurs en lments traces est similaire avec tout dabord une dpollution importante aprs 30 secondes de traitement avec 130 mg kg-1 de cuivre contre 226 mg kg-1 et 659 mg kg-1 de zinc contre 1217 mg kg-1(figure IV-14). En corrlation avec le pourcentage de particules fines gnres, la dpollution de la fraction intermdiaire est moins importante entre 30 secondes et 90 secondes de traitement par attrition. Une seconde phase de dpollution apparat entre 90 et 180 secondes avec des rductions importantes dlments traces : 396 contre 589 mg kg-1 pour le zinc et 128 contre 83 mg kg-1 pour le cuivre. En doublant la dure dattrition (360 secondes au lieu de 180 secondes), leffet du traitement sur la dpollution mtallique est faible avec des teneurs en cuivre passant de 83 68 mg kg-1 et des teneurs en zinc de 396 289 mg kg-1. Le gain de dpollution enregistr entre 180 secondes et 360 secondes de traitement est trop faible par rapport aux cots conomiques engendrs par une dure de traitement deux fois plus importante. 2.2.4 Conclusions relatives la dure optimale dattrition Les concentrations en mtaux et matire organique tant leves au dpart, la dure optimale dattrition pour ce sdiment a t fixe 180 secondes, ce qui correspond la dure la plus leve avant latteinte du palier (le gain de dpollution enregistr entre 180 secondes et 360 secondes de traitement est trop faible par rapport aux cots conomiques engendrs par une dure de traitement deux fois plus importante) nanmoins cest bien dans les toutes premires secondes dattrition (ds 30 secondes) que lamlioration des teneurs est la plus significative bien quinsuffisante. 2.3 Application du traitement au sdiment de Chevir Un autre chantillon prlev dans le bassin de Chevir a t trait selon ces conditions optimales (attrition pendant 180 sec de la tranche granulomtrique 80 m 2 mm, en pulpe moins de 30% deau) ; les rsultats de lattrition sont prsents dans le Tableau IV.

  • 129

    Tableau IV- 4 : Pourcentage massique (P.M), teneur en matire organique (M.O) et en lments

    traces des deux fractions granulomtriques lissue de lattrition. P.M M.O Cd Cr Cu Ni Pb Zn % mg kg-1 80 < < 2000 m aprs attrition 69 4,0 0,4 26 83 12 135 396 < 80 m aprs attrition 31 18,5 1,3 121 391 49 442 2369 Le traitement par attrition sur la fraction granulomtrique infrieure 2 mm a engendr la

    formation de 31 % de particules fines infrieures 80 m. Cette fraction fine gnre prsente des teneurs en matire organique et en lments traces leves. En contrepartie, la fraction rsiduelle de lattrition prsente des teneurs en mtaux et matire organique significativement plus basses. En termes de bilan, la distribution des mtaux avant et aprs attrition se peroit mieux sur la Figure IV-15. La fraction fine infrieure 80 m reprsente au final 45 % de lchantillon brut et renferme 69 % du cadmium, 71 % du plomb, 72 % du nickel, 74 % du chrome et du cuivre et 77 % du zinc. Les 18 % de particules fines supplmentaires gnres par lattrition, renferment entre 32 % (plomb) et 35 % (cadmium) de la masse totale dlments traces. Les 45% de fraction fine, considre comme dchet ultime dans les conditions techniques et conomiques actuelles, sera limine dans une filire adapte. Dans les conditions exprimentales retenues, les 55 % restant sont valorisables. La fraction intermdiaire comprise entre 80 m et 2 mm correspond 42 % de lchantillon total et prsente un degr de pollution chimique faible qui permet denvisager une valorisation dans les filires les plus exigeantes (remblais routiers, couches de formes). La fraction grossire suprieure 2 mm est plus pollue (elle na subi aucun traitement) et devra tre oriente vers des filires de valorisation au cahier des charges moins contraignant (remblais de surface, ).

    0

    20406080

    100

    % Cd Cr Cu Ni Pb Zn

    Pource

    ntage

    s

    > 2000 m 80 < < 2000 m < 80 m

    Figure IV-15 : Pourcentages massiques et pourcentages des diffrents lments traces avant et aprs attrition Sdiment de Chevir.

  • 130

    3. Apports de la caractrisation 3.1 Principe La caractrisation a t mene pour clairer les succs et checs rencontrs lors des essais de traitement par attrition, que ces essais soient raliss lchelle du laboratoire ou du pilote et a port essentiellement sur la recherche des phases porteuses des polluants mtalliques. Il na pas t ralis de caractrisation spcifique sur les polluants organiques lexception de celle indirecte qui rsulte des mesures ralises sur les diffrentes fractions granulomtriques avant et/ou aprs attrition. Il peut tre suppos que les polluants organiques, comme les hydrocarbures, se comporteront comme lessentiel de la matire organique. Les chantillons de sdiment, avant et/ou aprs attrition, font lobjet de protocole de tri de leurs diffrentes phases constitutives sur la base de leurs proprits physiques (taille, densimtrie, proprits magntiques), suivi dune dtermination optique sous loupe binoculaire et parfois dune caractrisation au microscope lectronique balayage (MEB) des fractions ainsi obtenues. Le microscope lectronique balayage constitue une mthode de visualisation (grandissement suprieur 500 fois) permettant d'obtenir :

    - des images contrastes en fonction de la masse atomique des lments qui constituent les phases minrales (plus les lments sont lourds, plus l'image est claire) ;

    - des analyses chimiques qualitatives (dtecteur EDS : Energy Dispersive Spectrum) ponctuelles lchelle de quelques m3.

    La limite de dtection, fonction de l'lment, est d'environ 5 000 mg kg-1 au sein de la phase analyse. Cette technique permet ainsi d'identifier les mtaux lorsquils constituent un lment majeur des minraux ou lorsqu'ils sont prsents en substitution, coprcipits ou sorbs ces teneurs significatives. Les phases individualises ont t prpares pour tre caractriss au MEB selon deux approches :

    - Dans certains cas, lissue dune premire dtermination ralise sous loupe binoculaire, certains grains caractristiques sont slectionns, dposs sur un scotch double-face et observs tels quels au MEB (aprs mtallisation). Cette technique rapide permet de voir et analyser (analyse qualitative succincte) la surface des grains.

    - Afin de bien visualiser, le rle ventuel dun encrotement, un autre type prparation a t ralis ; les grains sont indurs dans une rsine poxy puis polis. Ce type de section, la diffrence dune observation sur des grains, permet de visualiser les particules dans leur globalit, de la surface au cur. Les analyses ralises au MEB demeurent qualitatives mais sont comparables entre elles, la diffrence des mesures sur grains (o les rayonnements incidents et mis ne sont pas tous orients de faon reproductible selon la partie du grain).

    3.2 caracterisation du sdiment de chevire Le sdiment de Chevir a t caractris avant et lissue des diffrents essais doptimisation de la dure dattrition (Sans Attrition et dures de 30, 60, 90 et 360 secondes).

  • 131

    Ltape de prparation physique des diffrentes fractions 80m-2mm a t mene comme indiqu sur la Figure IV- 1.

    FM NFM FM NFMpese pese pese pese

    Fraction 80-2000 m

    sparation densimtrique 2,8

    sparation ferromagntique

    observation sous binoculaire

    > 2,8 < 2,8

    Figure IV- 16 : Sparations densimtrique et magntique pralables lobservation la loupe binoculaire et au MEB. Dans un premier temps, une sparation densimtrique a t mene laide dune liqueur dense (bromoforme). Elle a t ralise de faon sparer les particules de densit suprieure 2,8, des particules les plus frquentes dans les sols (quartz, calcite, argiles, feldspaths..) dune densit infrieure 2,8. Les particules de densit suprieure 2,8 sont trs gnralement constitues de minraux denses (dits minraux lourds ) et de particules dorigine anthropique (scories, fragments mtalliques) et, ce titre, prsentent souvent des mtaux sous des formes concentres. Cette sparation est complte par une sparation ralise laide dun barreau aimant pour individualiser les particules aux comportements ferromagntiques (FM) des non-ferromagntiques (NFM). Pour mmoire, cest la prsence significative dlments comme Fe, Ni, Cr qui sont lorigine des proprits ferromagntiques des particules qui les contiennent. Les diffrentes sous-fractions ainsi obtenues (d>2,8 et FM ; d>2,8 et NFM ; d

  • 132

    Tableau IV- 5 : Tableau des pourcentages des diffrentes sous-fractions obtenues lissue des tapes de sparations densimtrique et magntique2 sur les fractions 80-2000 m de Chevir (SA : Sans

    attrition) et lissue dessais dattrition de 30, 60, 90 et 360 secondes. 5

    < 80 m (%) % FM % NFM % FM % NFMChevir SA 0,26 96,69 1,03 0,91

    / fraction 80-2000 m de l'chantillon initial 5 0,25 91,86 0,98 0,86Chevir 30'' 0,14 96,34 1,23 1,16

    / fraction 80-2000 m de l'chantillon initial 18 0,13 79,48 1,01 0,96Chevir 60'' 0,34 96,82 1,14 1,41

    / fraction 80-2000 m de l'chantillon initial 19 0,32 78,42 0,92 1,14Chevir 90" 0,23 95,77 1,50 1,50

    / fraction 80-2000 m de l'chantillon initial 23 0,22 74,22 1,16 1,16Chevir 360'' 0,38 96,16 1,31 1,47

    / fraction 80-2000 m de l'chantillon initial 34 0,36 63,47 0,86 0,97

    fraction 80-2000 m d < 2,8 d > 2,8

    La description des diffrentes sous-fractions issues du protocole de sparation (d>2,8 et FM ; d>2,8 et NFM ; d2,8 et NFM), sont constitues essentiellement dlments naturels ( lexception de quelques sphres vitreuses exsolution doxydes de fer spinelle probable [Fe3O4] ). Il sagit de minraux prsents soit sous forme de grains aisment identifiables pour des yeux avertis, soit de fragments de roches volcaniques plus finement cristalliss qui ont t caractriss lissue de limagerie au microscopie lectronique balayage tels que des fragments damphibolites riches en oxydes de fer et titane ilmnite probable [FeTiO3] ; fragments qui sont en relation avec la nature gologique du sol encaissant le bassin (cf. carte gologique n481 Nantes - BRGM).

    - La sous-fraction lgre magntique (d

  • 133

    Figure IV- 17 : Photos prises la loupe binoculaire de la fraction 80-2000 m, lgre et non

    magntique. A sans attrition, B, C et D respectivement aprs 30, 90 et 360 secondes dattrition. Ag. : Agrgats

    Au microscope lectronique balayage, la prsence de ces agrgats est encore plus visible. Ainsi, sur la Figure IV- , sont visibles les minraux rsiduels (ou primaires mp. sur la figure) tels que les quartz et les feldspaths, les dbris vgtaux ( dv. sur la figure) et les agrgats ( ag. sur la figure). Les agrgats prsentent une forme plutt arrondie et sont constitus de lagglomration de particules de petites tailles. On retrouve des particules de minraux primaires (quartz, feldspaths, biotite) tels que dtermins daprs les analyses qualitatives EDS, emballs dans une masse daspect un peu cotonneux sur limage, de couleur grise ou gris fonc. Il sagit dassociation intime de matire organique et de minraux argileux et doxyhydroxydes de fer probable. Ces agrgats seront dits argilo-organiques . Aprs 30 secondes dattrition (Figure IV- ), ce sont les mmes phases que lon distingue : minraux rsiduels, dbris vgtaux et agrgats dont une bonne part ont explos en fragments plus petits.

  • 134

    Figure IV- 18 : Sdiment Chevir, sans attrition ; observation au MEB de la fraction 80-2000m,

    lgre et non ferromagntique ; mp. : minraux primaires : feldspaths, quartz ; dv : dbris vgtaux ; Ag. :agrgats.

    Figure IV- 19: Observation au MEB dun agrgat ; mp. : minraux primaires : feldspaths, quartz,

    biotite ; mo : matire organique.

  • 135

    Figure IV- 20 : Sdiment Chevir, aprs 30 secondes dattrition ; observation au MEB de la fraction

    80-2000m, lgre et non ferromagntique; mp. : minraux primaires : feldspaths, quartz ; dv : dbris vgtaux ; Ag. :agrgats.

    Concernant les polluants, lchelle de la caractrisation optique, comme celle du microscope lectronique balayage, il napparat pas de porteurs clairs de polluants mtalliques, ce qui laisse prsager que les polluants mtalliques sont trs certainement majoritairement prsents, sous formes trs disperses dans les phases actives pour la sorption, savoir, les oxyhydroxydes de fer, les argiles et la matire organique qui forment les agrgats. Une des toutes premires conclusions de cette tude minralogique entraine la rvision de la notion initiale dencrotements. En effet, les observations visuelles ralises au MEB, partir de sections de grains et particules montrent quil ne sagit pas proprement parl dencrotements, il semble mme que cette notion soit assez loigne de la ralit : le sdiment est constitu de particules fines agglomres entre elles se distinguant des particules sableuses (quartz, feldspaths). Cette observation traduit une structuration au sein du sdiment. Labsence presque totale de particules fines avec les grains plus grossiers plaide en faveur de processus physico-chimiques qui ont donn la priorit laccrochage des particules fines entre elles. De plus, la forme relativement arrondie de ces associations de particules et la relative rsistance de ces dernires lors de lattrition renforcent lide dune structure ayant une certaine prennit dans le sdiment. Nanmoins les observations en termes de bilan de traitement sont parfaitement en cohrence avec celles qui auraient pu tre attendues dans le cas dun encrotement (Figure IV- ) : lattrition entraine la destruction des agrgats plus fragiles par rapport aux particules primaires sableuses (ainsi quaux fragments de matire organique peu volus). Les particules fines redeviennent alors disponibles pour tre correctement spares des autres particules sableuses gnralement plus grossires. A terme, pour la dure extrme teste de 360 secondes dattrition, ce sont uniquement des grains de minraux primaires, des dbris vgtaux, qui constituent la fraction 80-2000m, les agglomrats argilo-organiques de particules fines ayant t broys et limins par tamisage.

  • 136

    Figure IV- 21 : Schma reprsentant lchantillon de Chevir lors de lattrition. Dans lhypothse de prsence dencrotements (Ec) ou dagrgats (Ag), lissue de lattrition le rsultat est le mme. Cette configuration en agrgats argilo-organiques permet aussi dexpliquer que lors du tout premier essai dattrition men sur deux tranches granulomtriques distinctes (250-1250 m et > 1250 m) (cf. 2.1.2), les pourcentages de particules fines gnres taient identiques dans les deux fractions malgr des surfaces spcifiques distinctes, ce qui ne trouvait pas dexplication dans lhypothse dencrotements. De mme, les fines gnres lors de lattrition de la fraction 80-2000 m (cf. 2.3) sont plus concentres en polluants que la fraction < 80m initiale du sdiment car lattrition permet de casser les agrgats constitus de vraies particules fines alors que dans la fraction

  • 137

    suprieure 5800 mg kg-1. La concentration en chrome est de 390 mg kg-1 pour la fraction fine (

  • 138

    Les clats de peinture et esquilles mtalliques sont probablement des clats de carrosserie automobile ; leur prsence nest pas surprenante dans le domaine routier ; Les scories, les plus frquentes, issues dun procd thermique, prsentent des zones intimement mles riches en Ca (Si, Al, Mg) verre probable et des zones o le fer est concentr avec le chrome, le titane, le manganse, le cuivre et le zinc alliage mtallique probable . La prsence dun grand centre mtallurgique quelques kilomtres du site pourrait expliquer lorigine de ces scories : les dchets de production de lacier dont les laitiers et scories auront pu tre utiliss dans les soubassements routiers. Outre lorigine des teneurs en Cr, Zn, Cu qui se trouvent probablement explique, lobservation des formes sous lesquelles ces mtaux sexpriment, ne laissent pas envisager un rel intrt pour lattrition. En effet, le chrome (et autres mtaux) nest pas prsent sous forme dencrotement mais sous diffrentes formes propres qui auront des comportements distincts lors de lattrition. La Figure IV- permet dillustrer le propos suivant : il est probable que certaines scories seront fragiles et se briseront lors de lattrition. Si elles se brisent en petits clats, ils pourront tre vacus lors du tamisage. Si, comme cest plus probable, elles se brisent en clats de diffrentes tailles, lattrition ntant pas un broyage, une faible proportion sera limine lors du tamisage, les autres fragments restants dans la fraction grossire issue de lattrition. Enfin, certaines particules comme les esquilles mtalliques seront trs probablement compltement rfractaires lattrition.

    Figure IV- 23: Schma reprsentant lchantillon de Flavigny lors de lattrition. Es : Esquille

    mtallique, Sc : scorie htrogne, Qz : quartz. Les rsultats lissue du traitement en pilote ont confirm les observations de la caractrisation. La teneur en chrome dans la fraction 60 m-2 mm volue peu lissue de lattrition. Lattrition, dans le cas o les polluants sont associs de nombreuses phases porteuses anthropiques, ne prsente pas dintrt. Dautres types de sparations physiques, bases sur les proprits densimtriques et magntiques, auraient pu tre envisags. 3.3.2 Sdiment AhAhLABO Les caractristiques chimiques de ce sdiment selon trois fractions granulomtriques (< 80m ; 80 m 2000 m) sont prsentes dans le Tableau IV- 6.

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    Tableau IV- 6 : Pourcentage massique (P.M.), teneurs en matire organique (M.O) et en lments traces des trois fractions granulomtriques du sdiment AhAhLABO.

    P.M M.O Cd Cr Cu Ni Pb Zn % mg kg-1 > 2000 m 12 6,6 0,7 98 45 62 126 627 80 < < 2000 m 68 14,9 3,0 226 259 134 383 2012 < 80 m 20 29,4 5,2 382 423 154 644 3267 La fraction fine (< 80 m) reprsente seulement 20 % de la masse totale de lchantillon

    AhAhLABO ce qui est une proportion relativement faible pour un sdiment. Elle prsente une forte proportion de matire organique (29,4 %) et des concentrations notables en lments traces divers. En termes de distribution, les mtaux sont un peu enrichis dans la fraction fine, puisque les 20% de la fraction fine infrieure 80m renferment entre 24 (pour Ni) et 31-33 % de la quantit totale des lments traces. La fraction 80-2000 m, est fortement reprsente (68 %) et contient lessentiel des mtaux (en termes de distribution, entre 70 (pour Ni) et 64-66 de la quantit totale des mtaux). La faible proportion de fines et la rpartition des mtaux semblent faire de cet chantillon de sdiment un bon candidat lattrition. Le sdiment brut AhAhLABO a fait lobjet de sparation sur la base des proprits de taille, de densit et magntiques. Les fractions ainsi obtenues sont peses et font lobjet dune caractrisation sous loupe binoculaire et au MEB. Les rsultats dtaills de la caractrisation optique sont prsents dans lannexe disponible sur le CD joint ce document. Comme pour Chevir et la diffrence de Flavigny, les phases denses et/ou magntiques qui contiennent en gnral les mtaux sous forme concentre sont trs peu reprsentes lexception dune phase porteuse Cu (et S) microgrenue et trs fragile. Les mtaux sont trs certainement majoritairement prsents avec les phases actives pour la sorption dans les sols et les sdiments, savoir, les oxyhydroxydes de Fe et Mn, les argiles et la matire organique. Ces petites phases, la vue des mcanismes dagrgation identifis sur Chevir, devraient se comporter favorablement lors de lattrition, tout comme celle porteuse de cuivre sous forme concentre. Cest effectivement ce que montrent les essais dattrition en laboratoire (attrition pendant 180 sec de la tranche granulomtrique 80m 2mm, en pulpe moins de 30% deau ; rsultats prsents dans le Tableau IV-7.

    Tableau IV- 7 : Pourcentage massique, teneurs en matire organique et en lments traces des deux fractions granulomtriques gnres par attrition Sdiment AhAhLABO

    P.M M.O Cd Cr Cu Ni Pb Zn % mg kg-1 80 < < 2000 m aprs attrition 85 6,4 1,3 154 108 99 206 1071 < 80 m aprs attrition 15 43,0 7,8 462 591 181 948 6396

    Le traitement par attrition sur la fraction granulomtrique infrieure 2mm a engendr la formation de 15 % de particules fines infrieures 80 m. Cette fraction fine gnre prsente des teneurs en matire organique et en lments traces leves. En contrepartie, la fraction rsiduelle de lattrition prsente des teneurs en mtaux et matire organique significativement plus basses. En termes de bilan, la distribution des mtaux avant et aprs attrition se peroit mieux sur la Figure IV- .

  • 140

    0

    20

    40

    60

    80

    100

    % Cd Cr Cu Ni Pb Zn

    Pour

    centag

    es

    > 2000 m 80< diam< 2000m < 80 m

    Figure IV- 24 : Pourcentage massique des diffrentes fractions granulomtriques et distribution des

    diffrents lments traces (en %) avant et aprs attrition.

    La fraction fine infrieure 80 m reprsente au final 30% de lchantillon brut et renferme 68-70 % du cuivre, cadmium (et de la matire organique, non reprsente sur la Figure IV- 24), 63% du plomb, 55 % du chrome et du zinc et 43% du nickel. 3.4 Conclusions sur les apports de la caractrisation Lattrition va gnrer des fines pollues supplmentaires, aussi, comme pour tout procd de sols ou de sdiments, la prsence initiale de fraction fine pourra tre un facteur technico-conomique limitant. Lattrition prsente un intrt certain pour toutes les pollutions classiques multi-lmentaires, concentres essentiellement sur les fines quand ces dernires sont regroupes en agrgats limitant leur sparation lors des lavages classiques par hydrocyclonage. Lintrt de lattrition sera plus limit quand la pollution est lie des particules anthropiques spcifiques. Elle pourra prsenter un intrt si ces particules sont plus friables que les principaux composants du sol, lattrition favorisant un broyage diffrentiel de ces particules, les rendant aptes tre spares ensuite par tamisage (ou plutt lavage par lhydrocyclonage). Plus les formes anthropiques sont varies, plus le risque est lev que toutes ces phases ne se comportent pas de faon gale lors de lattrition. Ainsi, par exemple, toutes les pollutions sous forme de particules mtalliques ne seront pas modifies par lattrition (exemple, fragment de fil, billes magntiques). Dans ces conditions il est possible dimaginer qu lextrme la fraction attrite soit potentiellement plus concentre quavant attrition en raison du maintien dans la fraction grossire et du dpart de fines moins pollues. Auparavant, des essais simples dattrition en laboratoire (sous rserve dtre reprsentatif du volume global de sdiment traiter), suivi danalyses chimiques des fractions obtenues permettent dobtenir rapidement un avis sur lefficacit que lon peut attendre de lattrition. Si on se place dans une dmarche visant expliquer les rsultats obtenus, une caractrisation minralogique simpose. Elle peut tre considre comme souhaitable au pralable de tout procd de traitement des sdiments afin dorienter au mieux les tapes de traitement.

  • 141

    4. Unit de traitement pilote 4.1 Principe du traitement A lissue de ces essais de laboratoire concluant et sur la base de lexprience du domaine de la minralurgie, il est possible dlaborer un schma dunit de traitement englobant une tape dattrition. Le principe de cette lunit nomme ATTRISED est dcrit sur la Figure 25. Les sdiments, injects dans lunit pilote subissent une premire coupure granulomtrique 30 mm. La grille statique, place en amont de lunit, a pour objectif disoler les macro dchets et de protger ainsi les quipements situs en aval. La fraction suprieure 30 mm sera limine via la filire des dchets mnagers. Les rsidus infrieurs 30 mm sont achemins, par lintermdiaire dun convoyeur, au niveau dun tamis vibrant de maillage 2 mm. Cette coupure joue un double rle : elle isole dune part la fraction 2 mm 30 mm et dautre part protge lhydrocyclone situ en aval, des particules grossires. La sparation granulomtrique suivante est ralise par hydrocyclonage. Cette technique de sparation hydrodynamique est base sur le classement des particules sous l'effet des forces centrifuges et d'entranement au sein d'un tourbillon d'eau. Elle permet dabaisser le seuil de coupure 60 m (contre 80 m par tamisage en laboratoire). Lobjectif est de rduire ainsi le pourcentage de particules fines enrichies en polluants. Les particules infrieures 60 m contenues dans les eaux de surverse des hydrocyclones sont ensuite injectes dans la filire de traitement des eaux (dcanteur et filtre presse). La fraction 60 m 2 mm est, quant elle, introduite en continu dans la machine dattrition. Comme en laboratoire, les forces de frottement induites par ce traitement gnrent des particules fines qui seront galement spares par hydrocyclonage puis orientes vers le traitement des eaux. La fraction 60 m 2 mm rcupre sera caractrise en vue de dfinir les filires potentielles de valorisation. Lensemble de ces oprations est ralis par voie humide avec des teneurs en eau qui fluctuent de 85 % pour les coupures par hydrocyclone 30 % pour ltape dattrition. Les eaux de surverse du dcanteur sont directement renvoyes au niveau des diffrents quipements afin de fonctionner en circuit ferm. Le processus est dcrit en dtail dans Ptavy (2007).

    Figure IV-25 : Principe de lunit de traitement ATTRISED

  • 142

    4.2 Traitement de diffrents sdiments A lchelle du pilote, quatre sdiments de bassin (Chevir, AhAh -2 chantillons-, Lyon, Flavigny3 et deux de balayure de chausses (Lille, Bordeaux) ont t traits. Dans chaque cas, 2 tonnes de sdiments ont t traites. Lensemble des rsultats est prsent dans Ptavy (2007) et le choix est fait de se concentrer sur trois sdiments reprsentatifs (Chevir, AhAh et Lille). 6) Les caractristiques chimiques des sdiments bruts et des diffrentes fractions ainsi que les pourcentages massiques sont rpertoris dans le tableau IV-8. Ces valeurs sont compares aux valeurs cible et dintervention de la norme hollandaise pour les sols pollus utilise en labsence de lgislation spcifique pour ces sdiments. Le sdiment brut de Chevir prsente des teneurs trs leves en polluants organiques avec 15,6 % de matire organique, 3540 mg kg-1 dhydrocarbures totaux et 388 g kg-1 de phnanthrne. Les quantits de cuivre et de zinc sont galement trs leves avec respectivement 306 et 1180 mg kg-1. Bien que les sdiments de AhAh et de Lille prsentent des teneurs en polluants plus faibles que celles rencontres dans les rsidus de Chevir, un traitement est nanmoins indispensable pour une rutilisation de ce rsidu en technique routire car certains composs sont prsents en forte concentrations. A titre dexemple on peut citer les concentrations en hydrocarbures totaux (2533 mg kg-1) du bassin AhAh et les concentrations en phnanthrne (727 g kg-1 ) des balayures de Lille.

    Tableau IV-8 : Pourcentages massique et caractrisation chimique des sdiments bruts et des fractions granulomtriques issues de lunit pilote et comparaison avec les valeurs cible et

    dintervention, de la norme hollandaise pour les sols pollus. P.M1 MO2 HcT3 Phe4 Cr Cu Pb Zn % % mg kg-

    1 g kg-

    1 mg kg-1

    Sdiment brut - 15,6 3540 388 69 306 138 1180 > 30 mm 4 - - - - - - -

    2 mm 30 mm 8 7,5 383 185 32 125 83 650 60 m 2 mm 50 2,5 108 20 27 21 60 188

    Chevir

    < 60 m 38 25,2 6431 691 114 496 268 2275 Sdiment brut - 5,2 2533 268 29 72 69 268

    > 30 mm 1 - - - - - - - 2 mm 30 mm 13 3,8 / / 42 38 37 134 60 m 2 mm 74 2,0 1344 168 34 50 48 78

    AhAh

    < 60 m 11 16,8 2805 582 123 303 348 1152 Sdiment brut - 5,9 823 727 202 97 106 356

    > 30 mm 2 - - - - - - - 2 mm 30 mm 32 2,6 / / 64 16 12 58 60 m 2 mm 44 2,8 308 323 76 80 49 206

    Lille

    < 60 m 22 16,5 1318 964 118 222 269 871 Valeur cible norme - - - - 100 36 85 140

    Valeur dintervention - - - - 380 190 530 720 1 : pourcentage massique ; 2 : matire organique ; 3 : hydrocarbures totaux ; 4 : phnanthrne 3 Les rsultats du traitement de Flavigny ont dj t prsents dans le chapitre relatif aux apports de la caractrisation.

  • 143

    La fraction suprieure 30 mm constitue de canettes, bouteilles, cailloux et autres dtritus, reprsente 1 4 % de la masse de lchantillon brut en fonction des sites tudis. Elle est limine avec les dchets mnagers. Les produits de balayage tant gnralement plus grossiers que les sdiments de bassin, le pourcentage massique de la fraction 2 mm 30 mm varie de 8 % (Chevir) 32 % (Lille). Les teneurs en polluants de cette fraction sont environ 2 fois plus faibles que dans lchantillon brut pour la majorit des produits caractriss et atteignent mme pour certains composs des concentrations 9 10 fois plus faibles. Les fractions 60 m 2 mm reprsentent 44 74 % de lchantillon brut et ont des teneurs similaires celles rencontres dans les sols ordinaires. Les rendements de dpollution de cette fraction traduisent une efficacit leve de la mthode de traitement et laisse prsager des filires de valorisation intressantes. Les fractions infrieures 60 m reprsentent 11 38 % (pour Chevir le plus fin des sdiments) des sdiments bruts et renferment une majorit des polluants initialement prsents dans les sdiments. 4.3 Efficacit de ltape dattrition Des chantillons des fractions 60 m 2 mm avant attrition ont galement t analyss afin de confirmer lefficacit de ltape dattrition observe en laboratoire. Les figures IV-26 et IV-27 prsentent les concentrations en polluants organiques (matire organique, hydrocarbures totaux, HAP) et mtalliques (cuivre et zinc) au sein des fractions 60 m 2 mm avant attrition (60 m 2 mmB) et aprs attrition (60 m 2 mmA) des sdiments de Chevir et de Lille.

    851 186 59 320

    21 188

    6.3

    1082.5 20

    0%20%40%60%80%

    100%

    MO Hct Phe Cu Zn

    60m-2mmB 60m-2mmA

    % mg kg-1 g kg-1 mg kg-1 mg kg-1 Figure IV-26 : Comparaison avant (60 m 2 mmB) et aprs (60 m 2 mmA) attrition des teneurs en polluants au sein des fractions 60 m 2 mm des sdiments de Chevir.

    517 808 87 381

    80 206

    4,5

    3082,8 323

    0%20%40%60%80%

    100%

    MO Hct Phe Cu Zn

    60m-2mmB 60m-2mmA

    % mg kg-1 g kg-1 mg kg-1 mg kg-1 Figure IV-27 : Comparaison avant (60 m 2 mmB) et aprs (60 m 2 mmA) attrition des teneurs en polluants au sein des fractions 60 m 2 mm des sdiments de Lille.

  • 144

    Dans cette tude, la diffrence entre les fractions 60 m 2 mm avant (60 m 2 mmB) et aprs attrition (60 m 2 mmA) sont particulirement remarquables. Pour les sdiments de Chevir (figure IV-26), le pourcentage de matire organique diminue de 6,3 2,5 %, les concentrations en hydrocarbures totaux et en phnanthrne sont de 108 mg kg-1 et 20 g kg-1 contre respectivement 851 mg kg-1 et 186 g kg-1 avant attrition. Les concentrations en lments traces indiquent galement leffet important de lattrition sur la dpollution des sdiments. Pour les sdiments de Lille (figure IV-27), leffet de lattrition et moins important que pour les sdiments de Chevir. En effet, pour les sdiments de Lille, les pourcentages de rduction de la pollution s'tendent de 10 % pour le cuivre 60 % pour le phnanthrne tandis que ce pourcentage varie de 40 % pour le zinc 90 % pour les hydrocarbures et le phnanthrne dans le cas des sdiments de Chevir. Bien que ltape dattrition permettent une rduction significative des teneurs en polluants, son efficacit dpend essentiellement de la quantit de particules fines agglomres au sein de la fraction 60 m 2 mm. 4.4 Caractrisations gotechniques Une caractrisation gotechnique (tableau IV-9) est ralise sur les deux fractions potentiellement valorisables (2 mm 30 mm et 60 m 2 mm) suivant le guide technique pour la ralisation des remblais et des couches de forme (SETRA-LCPC, 2000).

    Tableau IV-9: Caractristiques gotechniques des 2 fractions potentiellement valorisables. M.O dmax1 < 2 mm2 < 80 m3 VBS4 d OPN5 % m % % g 100 g-1 t m-3

    2 mm 30 mm 7,5

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    Avec dune part des pourcentages de passant 2 mm et 80 m de 5 et 1 % et dautre part une trs faible argilosit (VBS 10 %) ne satisfaisant pas les contraintes du GTR lies la mise en remblai ou en couche de forme. Ces deux fractions peuvent nanmoins prtendre une rutilisation comme remblai de surface si elles sont incorpores la fraction 60 m 2 mm. 4.6 Conclusion sur le passage dans lunit pilote et les possibilits de valorisation En conclusion, les sous-produits de lassainissement (sdiments de bassin issus de la gestion des eaux pluviales routires et urbaines, produits de balayure de chausse) reprsentent, aprs

  • 146

    traitement, une source importante de matriaux capable de rpondre, du point de vue gotechnique, aux fortes demandes de remblais. De plus, plusieurs groupes de travail se penchent actuellement sur ltablissement dune charte obligeant les matres douvrage utiliser une certaine quantit de produits rutilisables parmi leur consommation de matriaux destins la mise en remblai ou en couche de forme. A titre dexemple, le dpartement de la Haute Garonne encourage la rutilisation des dchets traits sur des chantiers de travaux publics. 5. Traitement biologique 5.1 Principe du traitement Les procds biologiques permettent de dgrader les polluants par laction de micro-organismes (bactries, champignons) et peuvent tre utiliss seuls ou en complment dune autre technique. La dcontamination par voie biologique consiste donc stimuler un phnomne naturel pour en augmenter le rendement afin de dtruire le polluant organique qui sera utilis comme source de carbone. Les traitements biologiques sont raliss in situ en introduisant dans le sol les lments ncessaires au dveloppement de la biomasse (oxygne sous forme gazeuse ou liquide et nutriments) ou bien ex situ en traitant le sol excav. Nous allons nous intresser au landfarming, technique de dgradation ex-situ des hydrocarbures. Lorsque la dgradation des hydrocarbures et des HAP nest pas suffisamment leve, des ajouts de nutriments spcifiques ou de bactries adaptes la pollution peuvent tre effectus. Une lgre amlioration des taux de dgradation des HAP aprs avoir ajout de lazote a t constate avec une augmentation de 10 % du taux de biodgradation (Straube et al., 2003). De mme, la bio-augmentation (ajout de bactries spcifiques) est une solution pour favoriser la dgradation des HAP lourds (benzo[a]pyrne) ou le traitement des sols fortement contamins (Juhasz et Naidu, 2000). La dure de traitement est de 12 24 mois pour un taux moyen (le rendement varie selon la molcule) de dgradation de 80 % (Gabet, 2004). 4.2 Un exemple dessai sur cases pilotes Des tests ont t mens afin dtudier si le Landfarming peut constituer une technique alternative au traitement physique lorsque celui ci prsente de faibles rendements ou ne parat pas trs adapt. Le traitement biologique par Landfarming entrane une rduction importante de la teneur en hydrocarbures totaux initialement prsents dans les sdiments de lassainissement pluvial (tableau IV-11).

    Tableau IV-11 : Comparaison des teneurs en hydrocarbures totaux avant et aprs traitement par Landfarming et avec la fraction 60 m-2 mm aprs attrition.

    Hydrocarbures totaux en mg kg-1 Avant traitement Aprs traitement (landfarming)

    Fraction 60 m -2 mm (pilote)

    Chevir 3540 1064 108 Lille (balayures) 823 325 308 AhAh 4955 2846 1344

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    Nanmoins laction du traitement biologique par landfarming est limite ; elle ne permet pas une limination des hydrocarbures aromatiques polycycliques. De plus, le pourcentage de matire organique nvolue pas lors du traitement et les teneurs leves dans les rsidus ne permettront pas dans de nombreux cas, de valoriser directement les rsidus traits. Une contrainte supplmentaire, lie aux eaux de percolation, sera galement prendre compte pour ne pas relarguer dans lenvironnement de fortes teneurs en lments traces et en carbone organique dissous. 5. Conclusion gnrale Lattrition prsente un intrt certain pour toutes les pollutions classiques multi-lmentaires, concentres essentiellement sur les fines quand ces dernires sont regroupes en agrgats limitant leur sparation lors des lavages classiques par hydrocyclonage. Lintrt de lattrition sera plus limit quand la pollution est lie des particules anthropiques spcifiques. Elle pourra prsenter un intrt si ces particules sont plus friables que les principaux composants du sol, lattrition favorisant un broyage diffrentiel de ces particules, les rendant aptes tre spares ensuite par tamisage (ou plutt lavage par lhydrocyclonage). Plus les formes anthropiques sont varies plus le risque est lev que toutes ces phases ne se comportent pas de faon gale lors de lattrition. Ainsi, par exemple, toutes les pollutions sous forme de particules mtalliques ne seront pas modifies par lattrition (exemple, fragment de fil, billes magntiques), la fraction attrite pouvant potentiellement tre plus concentre quavant attrition en raison du maintien dans la fraction grossire non limine lors du tamisage et dpart de fines moins pollues. Auparavant, des essais simples dattrition en laboratoire (sous rserve dtre reprsentatif du volume global de sdiment traiter), suivi danalyses chimiques des fractions obtenues permettent dobtenir rapidement un avis sur lefficacit que lon peut attendre de lattrition. Si on se place dans une dmarche visant expliquer les rsultats obtenus, une caractrisation minralogique simpose. Elle peut tre considre comme souhaitable au pralable de tout procd de traitement des sdiments afin dorienter au mieux les tapes de traitement. Le pourcentage de sdiments potentiellement valorisables (fractions 60 m 2 mm et 2 mm 30 mm) aprs traitement par lunit pilote conue au Laboratoire Central des Ponts et Chausses, varie de 34 % pour les rsidus les moins adapts (granulomtrie trop fine) plus de 80 % pour les produits plus grossiers. Lensemble des pourcentages dfinis lors de ces travaux est majorer si lon rsonne en rduction de volume (en prenant en compte la siccit des sdiments) et non plus en matire sche. Laction du traitement biologique est limite et ne permet pas une limination des hydrocarbures aromatiques polycycliques. De plus, le pourcentage de matire organique nvolue pas lors du traitement et les teneurs leves dans les rsidus ne permettront pas dans de nombreux cas, de valoriser directement les rsidus traits. Au vu des rsultats observs lors des deux sries de landfarming, le traitement biologique dans des conditions limites (absence dUV et de ventilation) ne sera pas suffisant pour un traitement complet des rsidus. Nanmoins, sa facilit de mise en uvre et son faible cot sont des atouts indniables pour utiliser cette technique comme prtraitement des sdiments fortement contamins par les hydrocarbures.

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    6. Bibliographie Badin A-L. (2009). Rpartition et influence de la matire organique et des microorganismes sur lagrgation et le relargage de polluants dans les sdiments issus de linfiltration des eaux pluviales. Thse INSA Lyon, 231 p. Baize D. (2000).Teneurs totales en mtaux lourds dans les sols franais. Le courrier de lenvironnement, 39, 39-54. Clozel B., Ruban V, Durand C and Conil P. (2006) - Origin and mobility of heavy metals in contaminated sediments from retention and infiltration ponds. Applied Geochemistry, Vol 21, Issue 10, pp 1781-1798. Gabet S. (2004). Remobilisation d'Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques (HAP) prsents dans les sols contamins l'aide d'un tensioactif d'origine biologique. Thse de doctorat de lUniversit de Limoges, 230 pages. Juhasz A. L. et NAIDU R. (2000). Bioremediation of high molecular weight polycyclic aromatic hydrocarbons : a review of the microbial degradation of benzo[a]pyrene. International Biodeterioration and Biodegradation, vol. 45, 57-88. NF P 94-056 : sols : reconnaissance et essais. Analyse granulomtrique. Mthode par tamisage sec aprs lavage. Mars 1996. NF P 94-054. Sols : reconnaissance et essais - Dtermination de la masse volumique des particules solides des sols - Mthode du pycnomtre eau. Octobre 1991. NF P 94-068. Sols : reconnaissance et essais - Mesure de la capacit d'adsorption de bleu de mthylne d'un sol ou d'un matriau rocheux - Dtermination de la valeur de bleu de mthylne d'un sol ou d'un matriau rocheux par l'essai la tache. Octobre 1998. NF P 94-093. Sols : reconnaissance et essais - Dtermination des rfrences de compactage d'un matriau - Essai Proctor normal. Essai Proctor modifi. Octobre 1999. Ptavy F. (2007). Traitement et valorisation des sdiments de lassainissement pluvial. Thse univ. Nantes, 282 p. Ptavy, F., Ruban, V., Viau, J.Y. , Conil, P. et Auriol, J.C. (2007a). Treatment of runoff water sediments with a view to their re-use. International Journal of Chemical Reactor Engineering, Vol. 5, art. A102. Ptavy, F. Ruban, V. Viau, J.Y. et Conil, P. (2007b). Une unit pilote de traitement des sdiments issus de lassainissement pluvial. L Eau, L Industrie, Les Nuisances, n 300, p 79-82. Ptavy F. , Ruban V., Conil P., Viau J-Y. (2008). Reduction of sediment micro-pollution by means of a pilot plant. Water Science and Technology, 57, 1611-1617. Ptavy, F., Ruban, V. et Conil, P. (2009a). Efficiency of attrition for the decontamination of storm-water sediments. Applied Geochemistry, 24, 153-161. Ptavy, F. et Ruban, V. (2009b). Treatment of storm-water sediments : Efficiency of an attrition scrubber. Laboratory and pilot scale studies. Chemical Engineering Journal, 145, 475-482. Ptavy F., Ruban V., Conil P., Viau J-Y, Auriol J-C. (2009c). Two treatment methods for stormwater sediments: pilot plant & landfarming Reuse of the treated sediments in civil engineering. Environmental Technology, paratre. Ruban V., Balads D., Bechet B., Clozel B., Conil P., Delolme C., Durand C., Heyvang I., Viau J.-Y. (2005). Caractrisation et gestion des sdiments de lassainissement pluvial. Gnie urbain EG 19, tudes et recherches des laboratoires des ponts et chausses, 151 p.

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    CONCLUSION GNRALE

    Ce document de synthse qui fait suite des travaux de recherche pluridisciplinaires mens pendant 3 ans a permis davoir une vue densemble de la problmatique lie aux sdiments de lassainissement pluvial. Le devenir des sdiments issus de lassainissement pluvial est une proccupation forte des gestionnaires de bassins et voiries. En effet, ces rsidus reprsentent des quantits importantes et sont frquemment pollus en lments traces, matire organique et hydrocarbures. Leur gestion constitue donc un rel enjeu conomique et environnemental dautant plus que la conservation des ressources naturelles et la valorisation des sous-produits est inscrite dans le Grenelle de lenvironnement. Les principales conclusions sont rappeles ci-dessous. Les tudes de caractrisation menes sur un grand nombre de sdiments de lassainissement pluvial confirment les travaux prcdents savoir ; ces sdiments sont frquemment pollus, tant par des polluants organiques hydrocarbures, HAP) que par des mtaux. Une typologie des sdiments de fosss et bassins t ralise. Concernant les sdiments de fosss, il apparat que les teneurs en hydrocarbures, Pb, Zn et Cu augmentent avec le trafic mais linfluence est peu marque pour les trafics < 40 000 vhicules/jour. On ne dcle pas dinfluence pour Cd, Cr et Ni. Linfluence napparat pas non plus pour les sdiments de bassins. Dautres paramtres interviennent tels que limpluvium routier capt, la nature du bassin, son fonctionnement etc. La caractrisation de la matire organique montre que la matire organique anthropise est situe dans la phase lipidique dite mobile alors que les substances humiques sont dorigine naturelle. Pour des tudes ultrieures il faudra donc aprs une caractrisation fine de la matire organique (lipides et substances humiques) effectuer un suivi de la fraction lipidique. Pour le suivi futur de ce type dchantillons la technique de pyrolyse multi-shot permettra une tude rapide des molcules organiques prsentes. Les chantillons prsentant des signes danthropisation devront tre par la suite analyss par extraction et caractrisation de la fraction mobile lipidique. Enfin, des essais ont t raliss concernant lanalyse des platinodes (Pt, Pd, Rh) dans ces sdiments. Lutilisation dune technique analytique courante au cot dinvestissement modre la GF-AAS donne de bons rsultats vis vis des EGP dans lenvironnement routier et principalement dans les matrices solides via lutilisation de micro-colonnes permettant de concentrer les EGP des chantillons et den supprimer les interfrents matriciels. Les limites de cette techniques de sparation reposent sur la comptition entres les EGP et certains lments mtalliques vis vis des sites dadsorption spcifiques de la micro-colonne. Les rsultats fournis par lICP-MS doivent en ce qui concerne le rhodium et principalement le palladium tre pris avec la plus extrme rserve en raison des interfrences analytiques difficilement rsolues avec les techniques classiques dICP-MS (mme haute rsolution). Des exprimentations batch/colonne ont t menes sur 3 matriaux (sdiments de bassin et balayures), ainsi que des observations MEB et un travail de modlisation de lquilibre chimique dans les luats a t ralis. A ct de lobjectif initial de quantifier la mobilisation des mtaux trace contenus dans les matriaux, un objectif secondaire tait de rechercher les phases porteuses des polluants pour conforter les hypothses de transfert. Les exprimentations en laboratoire ont permis de constater qu quelques exceptions prsles concentrations en mtaux mobiliss taient du mme ordre de grandeur pour les diffrents matriaux. Ceci conduit penser que les formes des polluants sont relativement identiques dans les eaux de ruissellement, indpendamment du site. Les niveaux dextraction restent faibles dans les conditions de lexprimentation mais on a pu souligner que tous les mtaux

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    sont soit sensibles une modification des conditions physico-chimiques de type salinit de leau de ruissellement, soit des priodes darrt et de reprise de dbit. Le transfert collodal compte de faon trs variable dans le transfert global des lments polluants. On retrouve les tendances observes pour les eaux de ruissellement. Lanalyse des observations conduit interprter les transferts des mtaux plus en terme de transfert collodal quen terme dchange ionique par rapport des alumino-silicates. Il est difficile de recouper les informations apportes par les observations MEB et la modlisation du systme chimique avec les concentrations en sortie de colonne, mme avec une coupure 0,45 m. On retrouve cependant au MEB lassociation Mn-Cd qui est propos comme mcanisme responsable du transfert du Cd. La prsence dalumino-silicates dans les luats conforte la relation forte entre teneur en Si et Al, la modlisation permet dassoir lhypothse des oxydes mtalliques et de la silice collodale. Les mthodes dobservation et danalyse spectrale mriteraient plus dinvestigation car il est important de pouvoir rflchir sur des lments figurs pour expliquer la migration des polluants. Lanalyse des teneurs en ETM de la trentaine de RAR (matriaux bruts et fractions granulomtriques pour certains) tudis par comparaison avec des seuils de type TEC ou PEC ou par calcul dun quotient de risque comme QPECm montre que ces matriaux sont potentiellement dangereux, hors les autres contaminants (HAPs, PCBS, pesticides, etc.) non analyss dans ce travail. Il semble que lanalyse sommaire faite partir des teneurs en mtaux compares aux seuils de toxicit aquatique et les rsultats des essais en microcosmes mens concordent assez bien. En effet, la premire analyse suggre que, pour la plupart des lixiviats de rsidus dassainissement routier, le risque de toxicit aquatique due aux mtaux est cart aprs dilution par 100 (concentration en lixiviat de 1%), alors que les essais en microcosmes indiquent une absence deffets significatifs pour des concentrations 10%. Compte tenu du facteur de scurit de 10 gnralement appliqu aux rsultats dessais en microcosmes, la PNEC qui en rsulte serait voisine de 1%. Il faut galement se rappeler que les lixiviats produits au laboratoire sont gnralement plus chargs que dans la ralit du fait des conditions de contact entre leau et les matriaux solides, et que les apports de polluants diminuent au fur et mesure que les matriaux sont lessivs (lorsque L : S augmente). Par ailleurs, il ressort de cette tude que si les rsidus dassainissement pluvial prsentent une structure compacte et des teneurs en mtaux lourds pouvant venir perturber la croissance du ray grass, cette espce na pas prsent de signe svre de toxicit, comme lapparition de ncrose ou de cholorose durant la culture. Ce dernier point peut notamment sexpliquer par la faible accumulation par le ray grass que ce soit pour le zinc ou le cadmium. Il serait intressant dlargir ltude de la bioaccumulation par le suivi dautres mtaux comme, par exemple, le chrome pour le sdiment de Nancy, dont la forte teneur ne semble pas avoir eu dimportantes consquences sur la croissance de la plante. Un suivi de cet lment permettrait davoir une ide de son volution durant la culture. Concernant le traitement des sdiments, il apparat que lattrition prsente un intrt certain pour toutes les pollutions classiques multi-lmentaires, concentres essentiellement sur les fines quand ces dernires sont regroupes en agrgats limitant leur sparation lors des lavages classiques par hydrocyclonage. Lintrt de lattrition sera plus limit quand la pollution est lie des particules anthropiques spcifiques. Elle pourra prsenter un intrt si ces particules sont plus friables que les principaux composants du sol, lattrition favorisant un broyage diffrentiel de ces particules, les rendant aptes tre spares ensuite par tamisage (ou plutt lavage par lhydrocyclonage).

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    Plus les formes anthropiques sont varies plus le risque est lev que toutes ces phases ne se comportent pas de faon gale lors de lattrition. Ainsi, par exemple, toutes les pollutions sous forme de particules mtalliques ne seront pas modifies par lattrition (exemple, fragment de fil, billes magntiques), la fraction attrite pouvant potentiellement tre plus concentre quavant attrition en raison du maintien dans la fraction grossire non limine lors du tamisage et dpart de fines moins pollues. Le pourcentage de sdiments potentiellement valorisables (fractions 60 m 2 mm et 2 mm 30 mm) aprs traitement par lunit pilote ATTRISED varie de 34 % pour les rsidus les moins adapts (granulomtrie trop fine) plus de 80 % pour les produits plus grossiers. Lensemble des pourcentages dfinis lors de ces travaux est majorer si lon rsonne en rduction de volume (en prenant en compte la siccit des sdiments) et non plus en matire sche. ATTRISED apparat donc comme une solution innovante pour le traitement des sdiments de lassainissement pluvial et pourrait galement tre adapt dautres sdiments issus du curage de rseaux ou du dragage de canaux, fleuves et rivires. En revanche, laction du traitement biologique (landfarming) est limite et ne permet pas une limination des hydrocarbures aromatiques polycycliques. De plus, le pourcentage de matire organique nvolue pas lors du traitement et les teneurs leves dans les rsidus ne permettront pas dans de nombreux cas, de valoriser directement les rsidus traits.

  • Document publi par le LCPC sous le N C1502554Impression JOUVE

    Dpt lgal 4e trimestre 2009

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