Bioremédiation Des Sols

7/23/2019 Bioremédiation Des Sols

http://slidepdf.com/reader/full/bioremediation-des-sols 1/12

Toute reproduction sans autorisation du Centre français d’exploitation du droit de copie est strictement interdite.© Techniques de l’Ingénieur, traité Génie des procédés J 3 982 − 1

Bioremédiation des sols

par Timothy M. VOGELProfesseur en Écologie microbienne à l’Université Claude-Bernard (Lyon 1)

e traitement biologique, qu’il concerne des terres excavées ou des sols et nappes phréatiques encore en place, consiste à utiliser des micro-organis-

mes pour transformer des substances chimiques toxiques en substances non toxiques. Les micro-organismes sollicités sont souvent des bactéries bien que les champignons jouent un rôle dans certains traitements ex situ. La bioremédia- tion du sol et de la nappe phréatique implique la mise en œuvre, ou au moins la participation, de processus divers tels que la diffusion et l’advection (qui en somme sont souvent nommé la dispersion), la sorption et la désorption, et la biodégradation. Pour que la dépollution biologique du sol ait lieu, les micro- organismes spécifiques et les composés visés doivent se trouver en contact

pour initier la réaction. De plus, si le nombre de micro-organismes est insuf- fisant, ou s’ils ne sont pas assez actifs, aucune ou peu de dégradation sera constatée. Les traitements biologiques du sol ne dépendent pas seulement des conditions favorables à la biodégradation des polluants, il faut également que les techniques fonctionnent avec une efficacité, une vitesse et un coût accepta- bles. Une bonne maîtrise des procédés demande donc des connaissances dans les domaines des sciences du sol et du génie des procédés.

Les traitements biologiques ont l’avantage : — d’être des procédés destructifs qui évitent donc les transferts de pollution ; — de se situer parmi les traitements les plus rentables ; — d’avoir un impact positif sur l’opinion publique.Cette technique de dépollution n’est applicable :

1. Concept de génie des procédés........................................................... J 3 982 – 21.1 Milieu hétérogène........................................................................................ — 21.2 Caractéristiques des procédés.................................................................... — 21.3 Réacteurs in situ ou sur site........................................................................ — 3

2. Concepts de traitements biologiques ................................................ — 4

2.1 Micro-organismes........................................................................................ — 42.2 Biodégradation ............................................................................................ — 42.3 Écologie microbienne.................................................................................. — 42.4 Biostimulation.............................................................................................. — 52.5 Bioaugmentation......................................................................................... — 5

3. Procédé de traitement biologique ...................................................... — 53.1 Bioventing .................................................................................................... — 53.2 Biosparging.................................................................................................. — 73.3 Bioslurping................................................................................................... — 83.4 Traitement biologique aérobie in situ........................................................ — 83.5 Biotertre........................................................................................................ — 93.6 Phytoremédiation ........................................................................................ — 103.7 Extraction des métaux................................................................................. — 11

4. Conclusions ............................................................................................... — 12

Références bibliographiques ......................................................................... — 12

L



BIOREMÉDIATION DES SOLS ____________________________________________________________________________________________________________

Toute reproduction sans autorisation du Centre français d’exploitation du droit de copie est strictement interdite.J 3 982 − 2 © Techniques de l’Ingénieur, traité Génie des procédés

— que pour les composés biodégradables, non inhibiteurs et non toxiques, car certains métabolites peuvent être plus toxiques (pour les micro-organismes et pour l’homme) et parfois plus stables que le contaminant de départ ;

— que pour une application in situ, car il faut que la perméabilité du sous-sol soit supérieure à 10 –6 m/s ;

— que lorsque la durée de traitement n’est pas gênante, car elle s’étend géné- ralement sur plusieurs mois voire, dans certains cas, sur plusieurs années.

1. Concepts de géniedes procédés

1.1 Milieu hétérogène

Le fait que le sol et la nappe phréatique soient très hétérogènes nepermet pas d’utiliser les applications préconisées par le génie desprocédés classiques, même en faisant appel aux approches hétéro-gènes comme celle des « réacteurs hétérogènes avec les cataly-seurs hétérogènes », pour la simple raison que, dans le traitementbiologique du sol, l’hétérogénéité n’est pas ou très peu caractérisée.La prédiction de la réussite de la technologie est donc dépendantede l’hétérogénéité naturelle du sol et du sous-sol, et de l’hétéro-généité « artificielle » de la concentration du polluant (qui n’est passans relation avec l’hétérogénéité naturelle du sol). Il est impossiblede faire un descriptif statistique de l’hétérogénéité du polluant eneffectuant un grand nombre de mesures étalées sur toute la zonepolluée ainsi que sur la zone non polluée associée. Mais la transpo-sition de cette hétérogénéité sur la performance de la technologiede traitement n’est pas évidente. De ce fait, la réussite du traitement

est plus incertaine sur les sites où l’hétérogénéité est élevée que surles sites où le sol et le sous-sol sont assez homogènes. Malheureu-sement, si les descriptions de l’hétérogénéité naturelle du sol sontparfois effectuées pour les études scientifiques, elles ne le sontjamais pour les sites à traiter. De même l’hétérogénéité «artificielle »de la pollution n’est pas ou rarement étudiée.

1.2 Caractéristiques des procédés

Les différentes mises en œuvre de la technologie nommée bio-remédiation demandent souvent une maîtrise de paramètres decontrôle tels que les taux d’oxygène, l’humidité, la température[3]… De plus, ces paramètres sont souvent liés à la bonne santé desmicro-organismes.

1.2.1 Teneur en oxygène

1.2.1.1 L’aération

La teneur des sols en oxygène est contrôlée par différentsfacteurs biotiques et abiotiques. Un minimum d’espaces occupéspar l’air (10 % en volume) est généralement considéré commenécessaire pour l’activité microbienne aérobie. Les sols argileuxcontenant 45 % (en volume) d’eau n’auront peut-être pas assezd’espace pour l’air si le volume poreux n’est que de 50 %. La sélec-tion de la méthode d’oxygénation appropriée dépend de facteurstels que la quantité de polluants, la perméabilité du sol et la facilitéde transport.

Il y a différentes façons d’aérer un sol, la technique la plus simpleétant le labourage. Si le niveau hydrostatique est élevé, on peutcombiner le labour avec des techniques de drainage. Ceci augmentela profondeur de sol capable d’échanger l’oxygène et les autres gazavec l’atmosphère.

Le labour n’est utile que pour la contamination de surface alorsque l’injection sous pression ou l’injection aqueuse permet de trai-ter plus en profondeur.

Il existe différents moyens pour maintenir l’environnement d’unsol dans des conditions aérobies. L’air peut être introduit dans lemilieu poreux en créant une différence de pression soit positive parl’injection forcée, soit négative par extraction sous vide.

1.2.1.2 Injection d’eau saturée en oxygène ou en air

L’aération du sol est une technique moins restrictive que l’injec-tion d’eau dont la teneur maximale en oxygène, en équilibre avecl’oxygène de l’air, à la pression atmosphérique et à 10 °C, est del’ordre de 10 mg/L.

Cette technique n’est applicable que pour les nappes phréatiquesqui ne sont pas trop polluées. L’on peut augmenter la concentrationd’oxygène en utilisant de l’eau saturée avec de l’oxygène pur, cetteapproche peut fournir 40 mg d’oxygène par litre d’eau.

1.2.1.3 Injection d’eau oxygénée

Un oxydant tel que H2O2, employé à une concentration compriseentre 200 et 1000 p.p.m. (0,02 à 0,1 % en volume), fournit desteneurs en oxygène supérieures à celles de la technique précédente(§ 1.2.1.2).

Avec l’eau oxygénée, la première difficulté concerne sa toxicitévis-à-vis des micro-organismes, lorsqu’elle est employée à de fortesteneurs. Cependant, la microflore bactérienne est capable des’adapter lorsque les concentrations en H2O2 sont augmentéesprogressivement. La réactivité chimique de H2O2 aboutit, danscertains cas, à sa décomposition rapide dans le sol et à l’oxydationde substances inorganiques et organiques.

1.2.1.4 Apport de nitrates

Les nitrates, apportés en solution, ne fournissent pas directementl’oxygène, mais ils peuvent agir comme oxydant dans des condi-tions anoxiques. Ceci est intéressant lorsque les polluants en placepeuvent être dégradés dans des conditions microaérophiles ouanaérobies. C’est le cas de certains alkylbenzènes et phénols.

Exemple : dans le cas d’une pollution par les hydrocarbures et dansla mesure où les micro-organismes sont capables d’épuiser totalementl’oxygène dissous, la circulation d’un litre d’eau saturée en air permetde minéraliser au maximum 3 mg d’hydrocarbures. Cela signifie que

pour des terres polluées avec 3 g d’hydrocarbures par kilogrammes, ilserait nécessaire de faire circuler 1 m3 d’eau saturée en air par kilo-gramme de terre afin de pouvoir éliminer totalement la pollution, soitdes volumes considérables.



____________________________________________________________________________________________________________ BIOREMÉDIATION DES SOLS


Souvent ce sont les mêmes bactéries qui utilisent l’oxygène molé-

culaire et les nitrates comme accepteur d’électron.

1.2.1.5 Conditions réductrices

D’autres polluants nécessitent des conditions d’anaérobioseencore plus strictes que lors de la dénitrification. C’est le cas descomposés halogénés, en particulier des hydrocarbures chlorés trèssubstitués. Une méthode pour créer des conditions d’anaérobioseest d’inonder le sol en y ajoutant de la matière organique facilementassimilable qui, lors de sa transformation, entraîne la disparitiondes dernières traces d’oxygène [1].

Les sulfates sont utilisés comme accepteurs d’électrons lors deprocessus de biodégradation anaérobie. Leur disparition peut servird’indicateur de dégradation de polluants.

Cette réaction à pour effet secondaire la génération potentielled’hydrogène sulfuré ou de composés induisant des odeurs nocives.

Dans certains microcosmes, le fer ferrique agit comme accepteurd’électrons et est réduit en fer ferreux, plus soluble en phaseaqueuse.

Enfin, dans les conditions d’anaérobiose très stricte, le CO2 ou’acétate sont utilisés comme accepteurs d’électrons par les bacté-ies méthanogènes. Le méthane produit est alors un indicateur de

biodégradation et chaque milligramme de méthane dégagé corres-pond à la disparition de 1,3 mg de composés aromatiques.

1.2.2 Humidité du sol

Le description quantitative de la phase liquide repose sur lanotion de teneur volumique en eau ou humidité volumique, calcu-ée par rapport au volume total du milieu. L’humidité varie entre une

valeur minimale, la teneur en eau résiduelle, et une valeur maxi-male, la teneur en eau à saturation, égale en principe à la porosité.Toutefois, un sol ne parvient jamais à saturation totale, car il resteoujours des poches d’air occluses.

La description qualitative de la phase liquide repose sur laconnaissance des divers champs de forces (gravité, capillarité,adsorption) qui dépendent respectivement de l’organisation de

’espace des pores du sol et de la surface spécifique des particulesconstitutives. La teneur en eau d’un sol constitue une variabled’état, c’est-à-dire une grandeur variable dans l’espace et dans leemps. On notera qu’au-dessus du niveau de la nappe aquifère se

situe la frange capillaire dont la hauteur est fonction du milieu (elleest bien plus grande pour un limon que pour un sable grossier).

1.2.3 pH du sol

Beaucoup de sols naturels sont trop acides pour avoir une activitémicrobienne optimale et le problème est exacerbé par une forteertilisation avec certains nutriments et par les pluies acides. La fixa-ion biologique de l’azote crée également une acidité par production

d’ions H+.

Le contrôle du pH par l’ajout de chaux est utilisé en agriculture etdans les procédés de traitement de la pollution pour neutraliser lessubstances toxiques. La quantité de chaux à apporter dépend de latexture du sol, du pourcentage de matière organique qu’il contientet de la quantité de métaux échangeables. Le pouvoir tampon d’unsol représente la capacité des composés du sol à garder un fort

nombre d’ions adsorbés ou en réserve.L’adsorption ou l’inactivation des ions H+, ou la libération d’ions

adsorbés pour neutraliser les ions OH– entraîne une protectioncontre les changements de pH quand des constituants acides oubasiques sont ajoutés au sol. Le pouvoir tampon, différent selon lessols, est souvent le reflet d’une différence de capacité d’échangecationique qui influence directement la quantité de chaux ou d’acidenécessaire pour ajuster le pH. Le niveau d’ajustement du pH dépendégalement de la profondeur de la contamination dans un site(volume à traiter). Il est important de noter que des changements depH peuvent influencer la dissolution ou la précipitation de certainscomposés dans le sol. Il faut vérifier que l’augmentation ou la dimi-nution du pH ne mobilise pas des composés dangereux.

1.2.4 Température

La température, affectant la physico-chimie de l’environnementdes micro-organismes, est l’un des paramètres les plus influents surle taux de biotransformation.

Les communautés microbiennes présentes dans les couches lesplus proches de la surface du sol seront les plus exposées aux fluc-tuations de températures quotidiennes et saisonnières. D’où l’inté-rêt de réguler les radiations solaires et de changer les propriétésthermiques du sol. La végétation joue un rôle important dans cetterégulation. Un sol avec beaucoup de végétation se réchaufferamoins, en été, qu’un sol nu et se refroidira moins en hiver. En géné-ral, les micro-organismes préfèrent une température ambiantechaude.

Mais pour les processus physique et chimique, les vitessesaugmentent avec la température et il n’y a donc pas vraiment devitesse maximale.

1.3 Réacteurs in situ ou sur site

Le traitement biologique du sol nécessite de la place. Il peut sefaire in situ, dans ce cas, le sous-sol lui-même joue le rôle du réac-teur ou sur le site quand l’on excave le sol pour le mettre dans laconfiguration souhaitée.

Les processus les plus importants pour la compréhension desprocédés de bioremédiation sont liés à l’advection, la diffusion et ladégradation (dans ce cas biologique) :

dC /dt = E d2C /dx 2 – U dC /dx – kC

avec dC /dt la variation de la concentration avec le temps (la vitessede la réaction),

E le coefficient de diffusion (en m2.L.g–1.s–1),

U le coefficient d’advection (vitesse en m2.s–1),

k la constante de la réaction (premier ordre ; en s–1).

Ces processus sont souvent responsables de la diminution de laconcentration de polluant au cours du temps.

En examinant les courbes de la figure 1, il est évident que labiodégradation entraîne une diminution de la pollution du sol. Enrevanche, si la dispersion réduit la concentration en polluant, elle nediminue pas la quantité de pollution libérée dans l’environnement.

Pour 1 mg de nitrates consommé par les micro-organismes,environ 0,20 mg de composés aromatiques sont métabolisés,par litre d’eau introduit dans le sol.

Pour 1 mg/L de sulfates assimilés par les micro-organismes,environ 0,2 mg/L de composés aromatiques sont détruits, parlitre d’eau introduit dans le sol.

1 mg de Fe (II) produit par les micro-organismes correspond àla disparition par voie biologique de 0,05 mg de composés aro-matiques, par litre d’eau introduit dans le sol.

Exemple : si la température ambiante varie entre 0 et 20 °C, lesmicro-organismes indigènes ont souvent une vitesse de biodégrada-tion maximale à 20 °C.





2. Concepts de traitementsbiologiques

2.1 Micro-organismes

Les micro-organismes sont des organismes vivants, de taillemicroscopique et généralement unicellulaires, qui prolifèrent natu-rellement dans tous les milieux et dans des conditions très variables(température comprise entre 0 et 80 °C, pression allant de 1 bar àplusieurs centaines de bars, pH de 1 à 12, milieu oxygéné ou stricte-ment anoxique). Leur diversification et leur adaptation leur donnentun caractère ubiquiste remarquable [5].

Dès que des contaminants sont introduits dans un environnementdonné, ils interagissent entre eux et avec le milieu environnant. Cesinteractions se traduisent par des changements dans leurs concen-trations respectives et leurs distributions dans les différentséléments environnementaux.

2.2 Biodégradation

Certaines molécules sont résistantes à toute action de dégrada-tion sur de très longues périodes. La stabilité de ces molécules estliée à leur structure chimique, à leur concentration et aux caractéris-tiques du milieu environnant.

Généralement, plus une molécule est substituée plus elle estrésistante à la biodégradation. La position des substituants joueaussi un rôle. Le remplacement du carbone par d’autres atomesO, N, S, comme les branchements multiples sur un même atome decarbone, change la résistance à la biotransformation des produitsorganiques.

La présence du substrat en trop forte concentration ou d’unproduit du métabolisme peut entraîner l’inhibition ou l’inactivationd’une ou plusieurs enzymes intervenant dans le métabolismemicrobien.

La biodégradation de certains produits organiques, qui nécessitel’action de différentes espèces de micro-organismes, s’arrête

lorsqu’une ou plusieurs espèces constitutives du système vient àmanquer.

2.2.1 Métabolisme et cométabolisme

2.2.1.1 Métabolisme des substances polluantes

Les réactions du catabolisme sont des réactions d’oxydoréduc-

tion. Elles utilisent donc des transferts d’électrons d’un composé àun autre, l’énergie libérée étant stockée par les micro-organismes.Ces réactions ont lieu en chaîne et seule une réaction bilan permetd’identifier le donneur d’électron initial (également appelé substrat)et l’accepteur d’électron final. Finalement, le donneur d’électron estoxydé et l’accepteur d’électron est réduit.

Les réactions de dégradation biologique sont généralement divi-sées en deux catégories : aérobies et anaérobies. Dans la première,l’accepteur final d’électron est l’oxygène alors que, par opposition,dans le deuxième, l’accepteur d’électrons est un composé autre quel’oxygène [par exemple : nitrate , manganèse (Mn(IV)), ferferrique (Fe(III)), sulfates , dioxyde de carbone (CO2) ou lamolécule elle-même (fermentation)]. Le rendement énergétique ducatabolisme dépend de l’accepteur et du donneur d’électron utilisés.

Les substances polluantes peuvent être utilisées par les micro-organismes en tant qu’accepteur d’électrons ou en tant que

donneurs d’électrons. La dégradation de ces molécules est alorspartie intégrante du métabolisme et sert directement à la productiond’énergie pour les micro-organismes. On dit que la substance estmétabolisée.

2.2.1.2 Cométabolisme des substances polluantes

Contrairement au métabolisme, le cométabolisme n’entraîneaucun profit énergétique pour les micro-organismes.

2.3 Écologie microbienne

L’écologie microbienne a pour objet l’étude des interactions entreles micro-organismes et les composants de l’écosystème (micro-système quand il s’agit d’une cellule isolée ou macrosystème quandon considère le comportement des communautés microbiennestelluriques au sein du rapport organique et minéral) où ils vivent [5].

Les actions coopératives d’une communauté sont relativementimportantes quand il s’agit d’utiliser des substrats carbonés insolu-bles ou d’élaborer des mécanismes de protection contre les facteurshostiles, ou encore de procéder à des échanges génétiques favora-bles au développement de mécanismes de dégradation, par exem-ple, aux composés chlorés ou à la présence de métaux lourds

Figure 1 – Évolution des concentrations théoriques de la pollutionsoumise aux différents processus de traitement

Un composé est dit « biotransformable » lorsqu’il peut subirdes modifications par voie biologique au niveau de sa structure,ce qui va se traduire par des modifications de ses propriétésphysico-chimiques. Une autre définition, plus contraignante,établit qu’un composé est biodégradable lorsqu’il est complète-ment transformé par les micro-organismes en CO2, H2O et en

biomasse cellulaire. La minéralisation correspond à la biocon-version de la matière organique en produits minéraux (CO2,CH4, H2O, NH3, HCI…).

1

0,8

0,6

0,4

0,2

00 1 2 3 4 5 6

Temps de séjour normalisé

Écoulementpiston

théorique

Dispersion Sorptionet dispersion

Biodégradationet dispersion

Biodégradation,sorption et dispersion C

o n c e n t r a t i o n

e n p o l l u a n t n o r m a

l i s é e

Le temps de séjour normalisé correspond au temps de séjour de l'eaudans la nappe normalisée à 1 (il correspond à la dispersion).La concentration en polluant normalisée correspond à la concentrationmaximale en polluant normalisée à 1.

Le métabolisme des micro-organismes est constitué du cata-bolisme et de l’anabolisme. Les réactions composant le catabo-lisme ont pour but de produire de l’énergie. Cette énergie estutilisée par la suite dans l’anabolisme afin de synthétiser lesmatériaux servant au maintien et à la reproduction cellulaire.

Le cométabolisme est la biodégradation fortuite d’une subs-tance chimique par des enzymes initialement synthétisées pourdégrader une autre substance chimique.

NO3–

( )

SO42–

( )





oxiques. Dans tous les cas, ces actions de coopération sontd’autant plus fréquentes et importantes que la densité de popula-ion microbienne est grande.

Dans un habitat bien défini, il est reconnu que les différentescommunautés microbiennes autochtones ont eu la possibilité dedévelopper des interactions positives leur permettant de survivre,

au contraire des micro-organismes allochtones que l’on souhaiteraitntroduire dans cet environnement.

2.3.1 Interactions positives

Le concept de commensalisme implique l’action normale d’unepopulation qui modifie l’environnement de telle façon que cesmodifications permettent le développement d’une deuxièmeespèce.

Un autre concept est celui désigné sous le terme de synergismequi traduit le résultat bénéfique de l’association de deux ou

plusieurs espèces de micro-organismes, lors de la synthèse d’unproduit ou lors de la réalisation complète d’une voie métabolique.

2.3.2 Interactions négatives

Parmi les interactions négatives existe le phénomène dénomméamensalisme ou antagonisme qui implique la production, par uneespèce donnée, de métabolites inhibiteurs pour d’autres popula-ions qui ne pourront ainsi venir coloniser l’habitat. Ce peut être le

cas de la production d’acides, d’alcools, d’antibiotiques et même demétabolites issus de la biodégradation des polluants (exemple :crésol qui est une métabolite de la dégradation du toluène), qui sontdes substances inhibitrices pour de nombreux micro-organismes.

2.4 Biostimulation

La biostimulation est à la base de toute technique biologique nenécessitant pas l’adjonction de micro-organismes spécifiques sélec-

ionnés. C’est une des techniques les plus utilisée du fait du coûtrès bas de mise en œuvre.

Une fois les contaminants identifiés, les différentes voies dedégradation biologique possibles sont connues. Des tests en labora-oire permettent ensuite de déterminer, parmi ces voies, lesquelles

peuvent avoir réellement lieu sur le site considéré et comment opti-miser les performances de ces voies en terme de rendement, decinétique et de coûts. La biostimulation consistera à concevoir unsystème capable d’établir, dans le sous-sol ou dans les terres exca-vées, les conditions favorables à la réaction de biodégradationciblée. Parfois, agir sur un seul paramètre est suffisant pour obtenirune amélioration significative des performances. De plus en plus desystèmes séquentiels (procédé anaérobie suivi d’un procédé aéro-bie) sont utilisés afin d’obtenir une biodégradation du contaminanta plus complète possible [2][4].

La biostimulation est mise en échec, par exemple, lorsque lesmicro-organismes indigènes n’ont pas le patrimoine génétique pourdégrader les contaminants ou lorsque le contaminant est présent àdes concentrations toxiques pour ces micro-organismes.

La biostimulation est donc un concept plus qu’un procédé en tantque tel. De nombreuses techniques l’utilisent : traitements biolo-

giques in situ aérobie et anaérobie, biopiles, landfarming, bioven-ting, biosparging…

2.5 Bioaugmentation

Cette technique repose sur l’efficacité des micro-organismes etdes techniques de mise en œuvre. Elle est parfois nécessaire, maisest souvent appliquée sans réelle utilité ; elle s’avère cependantparticulièrement intéressante dans les cas de bioremédiation depolluants très lentement biodégradés [2][4].

La bioaugmentation est un procédé pouvant s’appliquer à la foisin situ ou ex situ. Il consiste à ajouter des micro-organismes dans lazone polluée afin d’augmenter la biodégradation des contaminants.Les micro-organismes ajoutés peuvent être étrangers au sol ou indi-gènes. Dans le second cas, ils sont extraits du sol, acclimatés aucontaminant, cultivés ex situ puis réinjectés. Le procédé de bio-augmentation est envisagé lorsque la biostimulation de la flore indi-gène ne parvient pas à augmenter les vitesse de biodégradation.Pour que l’ajout de micro-organismes soit efficace, il faut s’assurer :

— du transport des micro-organismes jusqu’à la zone contami-née ;

— de la fixation des micro-organismes aux matériaux du sol ouau milieu aquifère ;

— de la survie et de la croissance des micro-organismes, ainsique de leur activité dégradante satisfaisante.

Parmi les paramètres ayant une influence sur les résultats de labioaugmentation, on trouve :

— les propriétés du contaminant (biodisponibilité, concentration,toxicité pour les micro-organismes dégradants) ;

— les propriétés du sol (taux d’humidité, taux de matière organi-que, pH, capacité d’échange cationique) ;

— l’écosystème microbiologique (présence de prédateurs, com-pétition interespèces) ;

— la microbiologie (présence de cosubstrats, patrimoine généti-que des souches présentes, stabilité des enzymes, activité des enzy-mes).

3. Procédé de traitementbiologique

3.1 Bioventing

3.1.1 Principe

Cette technique consiste à amener l’oxygène nécessaire à labiodégradation et est souvent confondue avec le venting basé sur lavolatilisation des polluants. Le bioventing présente des coûts trèsfaibles (traitement très réduit des gaz en sortie et matériel de

Exemple : la neutralisation ou l’élimination d’un élément toxiquepar une espèce peut permettre le développement d’une ou de plu-sieurs autres espèces préalablement inhibées.

Exemple : le cyclohexane peut être totalement dégradé par uneculture mixte de Nocardia et de Pseudomonas alors que chacune desespèces prises isolément ne peut le faire. Nocardia a la capacité demétaboliser le cyclohexane en formant des produits qu’utilise ensuitePseudomonas , qui génère à son tour de la biotine et d’autres facteursde croissance nécessaires au développement de Nocardia .

La biostimulation consiste à stimuler, au moyen d’adjuvantschimiques ou biochimiques, la dégradation des polluants par lesmicro-organismes indigènes.

La bioaugmentation est l’adjonction de micro-organismes envue d’améliorer le taux de bioremédiation du sol ou de l’eausouterraine (nappe phréatique).





pompage moins important que pour le venting classique). Cettetechnique est utilisée depuis une vingtaine d’années et restera trèsemployée pour les sites fortement pollués par des hydrocarburesrapidement biodégradables.

La circulation d’air engendrée par le système de bioventing assure l’apport d’oxygène gazeux aux micro-organismes indigènesprésents dans la zone contaminée. Ainsi, le bioventing permet destimuler la biodégradation aérobie de certains contaminants. Autre-ment dit, quand la biodégradation joue un rôle plus important quela volatilisation dans le traitement de la zone contaminée, lesystème est décrit sous le nom de bioventing .

3.1.1.1 Type de pollution traitée

Le bioventing s’applique de façon optimale sur des composésorganiques semi-volatils imprégnés dans la zone insaturée(gasoil…). Le facteur le plus contraignant, qui limite l’utilisation dece procédé, est la cinétique de biodégradation.

3.1.1.2 Moyens techniques

Même si, en Europe, l’on peut injecter l’air au lieu de l’extraire,dans la plupart des cas, l’extraction est employée. La zone insaturéeest traitée à partir de multiples points d’extraction. Le nombre,l’espacement et la profondeur des points sont dictés par la défini-

tion géométrique du système (extension et type de contamination,profondeur et variations du niveau statique de la nappe phréa-tique…) et les caractéristiques hydrodynamiques de la zone insatu-rée (perméabilité à l’air…). Ces mêmes paramètres vont influencerle choix du type (volumétrique, intermédiaire, centrifuge…) et de lapuissance de l’extracteur. Les sites privilégiés d’application de ce

procédé étant les stations-service et les dépôts des produits pétro-lier. La totalité de l’installation est généralement enterrée.

Les points d’extraction peuvent être des puits verticaux (aiguillesd’extraction) ou des puits horizontaux (drains d’extraction). Laprofondeur et la longueur des crépines (massif filtrant) dépend descaractéristiques géologiques et de la répartition spatiale de la pollu-tion.

Le rayon d’influence d’un point d’extraction est directement lié àla perméabilité intrinsèque du milieu, aux caractéristiques desouvrages et aux débits extraits. L’efficacité du traitement est mesu-rée par des techniques permettant d’évaluer la respiration, car labiodégradation aérobie se caractérise par une consommationd’oxygène et une production de CO2. L’estimation de la quantité depolluant dégradé peut donc être estimé en comparant les teneurs enO2 et CO2 avant et après passage dans le sol.

3.1.2 Performances

Le rendement de ce procédé varie avec les polluants, mais peutatteindre plus de 90 %. Les coûts unitaires de cette technique sesituent entre 70 et 80 F HT/m3 (de sol traité).

Les performances du « bioventing » sont d’autant meilleures quela répartition du flux d’air sur la zone contaminée est homogèneautour du point d’extraction. Ceci est directement lié à l’homo-généité du sol. La présence d’hétérogénéités entraîne des passagespréférentiels à travers les zones les plus perméables à l’air. Ceszones sont alors traitées en premier lieu et les zones environnantessont décontaminées à la fois par volatilisation et par diffusion descontaminants jusqu’aux passages préférentiels déjà contaminés.

La biodégradation aérobie de certains polluants, comme leshydrocarbures, est parfois limitée par un manque de nutriments(N, P…). Ces éléments pourront être apportés sous forme liquide,par injection dans des puits superficiels ou par un réseau de drains.

Le procédé est largement utilisé en France.

Figure 2 – Principe du bioventing

Le bioventing (figure 2) est un procédé in situ permettantd’aérer la zone insaturée afin que les micro-organismes du solpuissent mieux respirer et dégrader les polluants. Cette techni-que consiste soit à mettre en dépression la zone insaturée et àinduire des circulations d’air centrées sur et en direction de cha-que point d’extraction, soit à injecter l’air (ou l’oxygène pur)dans les zones polluées.

Purification de l'air pollué

Ventilateur

Béton/bentonite

Tube de rallonge

Crépine

Graviers

Forage

Plancher du filtre

Niveau le plushaut de la nappe

En pratique, le rayon d’influence d’un ouvrage est définicomme la distance entre le puits d’extraction et le piézomètre decontrôle où l’on mesure une dépression significative dans le sol.

Le rayon efficace d’un ouvrage est défini comme la distancemaximale du point d’extraction sur laquelle il est possibled’apporter une quantité d’oxygène suffisante pour entretenir labiodégradation sur une période de temps compatible avec ladurée du traitement proposé.

Exemple industriel :une fuite de fioul, causée par des fûts corro-

dés enterrés, a contaminé environ 11 000 m3 de sol jusqu’à 20 m deprofondeur où se trouve la nappe phréatique. La couche géologiqueconstituée d’un mélange de sable et de limon contenant des lentillesd’argile a une humidité variant entre 2 et 11 % (en volume).

Au début, le problème constaté a été la présence d’odeurs de fioul àla surface du sol et dans les bâtiments. Le procédé de bioventing utiliséfait aussi, par le biais du mouvement d’air, du venting sans biodégrada-tion, il est donc impératif de minimiser les débits d’air. Dans ce cas, ledébit d’air total sur tout le site a été 170 m3 /h. Le traitement a duré 30mois pour atteindre les objectifs (réduction de 60 % de la pollution etde 90 % des gaz du sol), sa vitesse annuelle a été d’environ 300 g defioul/kg de sol. Les mesures du fioul éliminé, adsorbé sur charbon actif,ont permis le calcul du pourcentage du fioul dégradé (90 %) et du fioulvolatilisé (10 %). Le coût a été 150 F/m3 de sol traité.





3.2 Biosparging

3.2.1 Principe

L’injection d’air dans l’eau souterraine pour volatiliser les compo-sés volatils (l’air sparging ) est une technique très utilisée depuis une

dizaine d’années dans des cas où le sol présente une géologiesimple.

Cette technique est souvent en concurrence avec le pompage dea nappe et d’autres traitements in situ. L’air sparging est fréquem-

ment couplé avec le venting (figure 3).

En instaurant une interface air/phases du sol (air/eau, air/sol, air/ produit), l’air sparging favorise le dégagement des substanceschimiques volatilisables présentes dans la zone saturée ainsi que de

celles présentes à l’état pur au-dessus de la frange capillaireaqueuse.

L’air sparging est souvent couplé à un réseau de récupération desvapeurs installé dans la zone insaturée. Les vapeurs peuvent ensuiteêtre traitées en surface.


L’air sparging permet de traiter des contaminants volatils [cons-ante de Henry supérieure à 0,01 à 20 °C et/ou pression de vapeur

saturante supérieure à 0,5 mm Hg (≈ 67 Pa) à 20 °C]. Il est le pluscouramment utilisé pour éliminer des solvants chlorés et des hydro-carbures pétroliers volatils (essences, kérosène…).

Deux types de pollution peuvent être traitées par air sparging :— les zones source ;— les contaminations dissoutes en aval de la source. Une

« barrière » de puits d’injection est alors installée perpendiculaire-ment à l’écoulement afin de mettre un terme à la migration descontaminants plus en aval.


La zone saturée est traitée à partir de points d’injection. Lenombre, l’espacement et la profondeur des points sont dictés par ladéfinition géométrique du système (l’extension et le type de conta-mination, la profondeur et les variations du niveau statique de lanappe, la profondeur du substrat), les caractéristiques hydrodyna-miques de la zone saturée (perméabilité, coefficient d’emmagasine-ment) et les conditions aux limites appliquées sur le système(limites à charge constante, à charge variable).

Tous ces paramètres vont influencer le choix du type de surpres-seur (volumétrique, intermédiaire, centrifuge…) et de sa puissance.Sur les sites en activités, le réseau et l’installation sont générale-ment enterrés.

La concentration en oxygène dissous dans l’eau souterraine estcouramment utilisée sur le terrain pour contrôler l’efficacité dusystème.

La répartition homogène des canaux d’air est cruciale pour le bonfonctionnement de l’air sparging . Cette répartition dépend forte-ment des hétérogénéités du sol dans la zone à décontaminer.

Afin d’évaluer si le traitement est terminé, le système de sparging est arrêté et la concentration en contaminant est suivie dans despuits de contrôle. Typiquement, cette concentration est faible lorsde l’arrêt du système, puis une augmentation est observée due à

une remobilisation du contaminant. Ce phénomène est appelé« rebond ». Plusieurs mois peuvent s’écouler avant d’observer lerebond. Les phénomènes de rebond doivent être pris en comptedans l’évaluation du temps de traitement.

3.2.2 Pratique

Le rendement de ce procédé peut atteindre 99 %. Les coûts unitai-res de cette technique entraînent une plus value de 30 à 50 F HT/m3

de sol traité par rapport au coût unitaire d’une extraction sous videsimple.

Le procédé est au stade de commercialisation. En outre, desrecherches sont encore menées afin d’améliorer la technologie etson suivi.

L’air sparging est un procédé in situ permettant de traiter loca-lement la zone saturée (dissoute, adsorbée). Cette techniqueconsiste à injecter de l’air, au-dessous du niveau de la napped’eau souterraine à traiter, par des puits verticaux ou horizon-taux. L’air se propage ensuite à travers la zone saturée en créantdes canaux d’air.

En parallèle, la dissolution de l’oxygène de l’air dans la phaseaqueuse permet d’augmenter la biodégradation aérobie de cer-tains contaminants (biosparging).

Figure 3 – Principe du biosparging couplé avec un venting

Zone polluée

Surface de la nappe

Graviers

répine

Étanchéité

GraviersCrépine

Étanchéité

Sol

Décontaminationde l'air du sol

Aspirationde l'air du sol

DébitmètreDébitmètre

Compresseur

Réglage dela pression

Exemple : un sol stratifié ne pourra être traité par air sparging quesi la perméabilité à l’air des différentes strates augmente en se rappro-chant de la surface du sol. De même, des lentilles de sol peu perméa-bles à l’air ne seront pas décontaminées.

Exemple industriel : un ancien site d’usine automobile est conta-miné par des hydrocarbures constitués en majorité d’essence.L’essence contient plusieurs composés très volatils et assez solublesdans l’eau tel que le benzène, le toluène et les éthyls benzènes.

Le sol est composé de craie et la nappe phréatique est à 30 m deprofondeur. Le système de biosparging est lié à un système de venting pour éviter l’échappement du gaz vers la surface. Les puits sont utili-sés pour l’injection des nutriments avant le début de l’injection d’air etsept aiguilles de sparging sont installés sur une surface de 0,8 ha.L’injection d’air est assez faible pour réduire le risque de la volatilisationde l’essence. Par contre, le système de venting est assez puissant(500 m3 /h) pour assurer la capture de tout le gaz dans la zone insatu-rée. Le traitement a duré 18 mois et a coûté environ 200 F HT/t de soltraité.





3.3 Bioslurping

3.3.1 Principe

L’avantage du slurping réside dans la possibilité qu’il offre derécupérer le polluant sous trois formes différentes (gaz, liquide,dissous). Avec le bioslurping , la récupération du polluant flottant estla même que pour le slurping , mais l’extraction du gaz se fait parbioventing et la fraction de polluant dissous est éventuellement trai-tée comme dans le cas du procédé aérobie décrit au paragraphe 3.4.

Le système de bioslurping se compose comme le slurping d’unpuits de rabattement (ou aiguille d’extraction) et d’un tube rigide (ou« canne ») placé à l’intérieur de l’aiguille. L’ouverture supérieure dela canne est connectée à un extracteur afin d’y appliquer unedépression (figure 4).

Dans un premier temps, le débit instauré dans la canne permet lamise en place d’un cône de rabattement indispensable à la récupé-ration des produits purs.

Une fois le rabattement stabilisé au niveau de l’ouverture de la

canne, cette dernière extrait alternativement un mélange [eau/ produit pur] (lorsque l’ouverture est juste en dessous du niveaud’eau) ou de l’air (lorsque l’ouverture est juste au-dessus du niveaudu liquide ou du polluant flottant).

3.3.1.1 Type de pollution traitéeCe procédé s’applique de façon optimale sur des composés orga-

niques, biodégradable au sens large, imprégnés dans la zone insa-turée et libres à la surface de la nappe.

3.3.1.2 Moyens techniquesLe volume contaminé est traité à partir de multiples points

d’extraction. Le nombre, l’espacement et la profondeur des pointssont dictés par la définition géométrique du système (l’extension etle type de contamination, la profondeur et les variations du niveaustatique, la profondeur du substrat de la nappe), les caractéristiques

hydrodynamiques de la zone insaturée (perméabilité à l’air…) et dela zone saturée (perméabilité à l’eau, coefficient d’emmagasine-ment…), et la tension de vapeur du polluant.

Tous ces paramètres vont influencer le choix de la puissance del’extracteur. Les sites d’application privilégiés de ce procédé sont lesstations-service et les usines chimiques : la totalité de l’installationest donc généralement enterrée.

Souvent, la nappe est mise en dépression à partir d’une ou deplusieurs aiguilles de diamètre compris entre 100 et 750 mm, selon

les paramètres du sol.Par ailleurs, la dépression dans chaque canne et les diamètres de

celles-ci doivent permettre d’atteindre des vitesses suffisantes pourentraîner un mélange [air/eau/produits purs] jusqu’à la surface.

Le mélange [air/eau/produit pur] pompé par les cannes d’extrac-tion est envoyé dans une cuve de séparation gaz/liquide. De là, laphase liquide est décantée (séparation produits purs et eau). L’eauest ensuite rejetée tandis que la phase gazeuse, est « asséchée »,puis traitée (réacteur biologique). Le produit « pur » (liquide) est misen fûts.

3.3.2 Pratique

Les performances du bioslurping dépendent des critères gouver-nant les performances du rabattement-écrémage et du bioventing .

L’efficacité du bioslurping , en terme de confinement d’une pollutionlibre, est supérieure à 98 %.

3.4 Traitement biologique aérobie in situ

3.4.1 Principe

Cette technique est actuellement utilisée sur un grand nombre desites contaminés par des hydrocarbures.

Le bioslurping est basé sur le slurping . La technique est sou-vent utilisée dans le cas de polluant flottant.

Figure 4 – Principe du bioslurping

Air

Eau + polluant

Phase liquidenon aqueuse (flottant)

Eau de nappeau de nappe Eau de nappeEau de nappe

Exemple industriel : le site d’une raffinerie en activité est conta-miné par des hydrocarbures divers (gasoil et supercarburant) qui pol-luent le sol et la nappe phréatique. Le milieu géologique est fin,argileux et de faible perméabilité. La technique mise en place consisteau rabattement de la nappe avec un traitement biologique in situ effec-tué par les puits d’injection d’air et de nutriments (voir biosparging ,§ 3.2), à récupérer le gaz entraîné par l’aération du sol pour aider le bio-venting et à écrémer la phase flottante qui est récupérée en surfacedans un séparateur. La mise en œuvre du procédé a nécessité 50aiguilles disposées en barrière hydraulique en bordure de raffinerie et50 aiguilles d’extraction reliées à deux unités d’extraction double phasedans un réseau enterré. La durée du traitement a été de deux ans et lecoût d’environ 150 F/m3 de sol traité.

Le traitement biologique aérobie in situ consiste à aérer desparties polluées (souvent pauvres en oxygène) afin de favoriserla dégradation aérobie des polluants par les micro-organismes(figure 5).

Figure 5 – Principe de la biodégradation aérobie

Sens d'écoulement de la nappe

Niveaude la nappe

Zonepolluée

Puitsd'injection

Nutriments Oxygène

Ramped'aspersion

Arrivéed'eau

Sol





Le traitement biologique, qu’il concerne des terres excavées oudes sols encore en place, utilise des micro-organismes pour trans-ormer des substances chimiques toxiques en substances moinsoxiques. Les micro-organismes sollicités sont souvent des bacté-ies bien que les champignons jouent un rôle prédominant dans

certains traitements ex situ.

Lors de la biodégradation aérobie, l’oxygène est utilisé commeaccepteur d’électron final. Le contaminant est donc le donneurd’électrons. Il peut être métabolisé ou cométabolisé.

L’utilisation de l’oxygène par les micro-organismes est toujourspréférée lorsque ce dernier est disponible. En effet, les vitesses dedégradation engendrées sont généralement bien supérieures auxprocédés anaérobies. De plus, en règle générale, les procédés aéro-bies aboutissent plus souvent à la dégradation totale du polluantque les procédés anaérobies.

Les micro-organismes nécessitent, pour une dégradation par voieaérobie, la présence d’oxygène, de contaminants accessibles, denutriments, et d’un inducteur spécifique s’il s’agit d’un cométabo-isme.


Quasiment tous les hydrocarbures sont biodégradables par voieaérobie. Les composés les plus facilement biodégradables sont lesalcanes C10 à C24 et les composés aromatiques à un seul cyclenotamment les BTEX (benzène, toluène, éthylbenzène, xylène)]. Enègle générale, plus la masse moléculaire des hydrocarbures

augmente et plus les vitesses de dégradation aérobie diminuent.Une exception est à noter pour certains hydrocarbures très légersqui peuvent être toxiques par effet « solvant ».

Il est à noter que les pollutions par hydrocarbures sont dans lamajorité des cas des pollutions mixtes contenant une vaste gammede substances chimiques. Ceci explique pourquoi une communautémicrobienne très diversifiée se développe généralement sur de telssites, chaque souche étant spécialisée dans la dégradation d’un typede composés.

Certains solvants chlorés peuvent être dégradés par métabolismeou cométabolisme aérobie. Les composés pouvant être utilisés en

ant que donneurs d’électrons sont, entre autres, le chlorure devinyle, le 1,2-dichloréthane et le chloréthane, l’oxygène étant alorsd’accepteur d’électron final. La dégradation s’effectue par une réac-ion de substitution d’un atome de chlore par un groupement

hydroxyle. Les composés pouvant être cométabolisés sont lesdichlorométhane, le chloréthane, le chlorure de vinyle, le dichloré-hène (DCE), le trichloréthène (TCE). Les enzymes responsables de

ce cométabolisme sont les mono-oxygénases et des dioxygénases.Les inducteurs cométaboliques suivant peuvent être utilisés :méthane (stimulation des micro-organismes méthanotrophes),propane, phénol, toluène et ammoniaque.

Il a été montré que d’autres composés peuvent être dégradés parvoie métabolique/cométabolique aérobie : les PCB (polychlorobi-phényle) faiblement chlorés, les HAP (hydrocarbures aromatiquespolycycliques), les phénols, les crésols, certains pesticides et herbi-cides (Dichlorprop, Silvex).

3.4.2 Pratique

Les besoins des micro-organismes en oxygène peuvent être esti-més d’après la stœchiométrie générale de la minéralisation deshydrocarbures, variable suivant les molécules.

Le traitement biologique aérobie est limité essentiellement par laaible solubilité de l’oxygène dans l’eau et différentes techniques

sont utilisées pour assurer le transfert de l’oxygène dans l’eau.

Les nutriments sont indispensables à l’activité des micro-organis-mes et doivent donc leur être fournis pour permettre une biodégra-dation optimale. Les deux constituants principaux des nutrimentsl’azote et le phosphore) sont généralement ajoutés dans des

proportions C:N:P égales à 100:10:1. Les autres sels minéraux tels lefer, le magnésium et les sulfates ne sont alors nécessaires que sousforme de traces.

Lors des traitements in situ, des solutions contenant l’oxygène,les sels minéraux et le carbone sont injectées au cœur du panachede pollution. Des puits d’injection sont répartis de manière homo-

gène sur la zone polluée et quelques puits d’extraction sont chargésde récupérer l’eau de la nappe en aval. Cette eau est traitée, sinécessaire, en surface amendée et réinjectée dans la nappe aqui-fère. Un problème souvent rencontré lors de tels ajouts est la crois-sance microbienne aux environs immédiats du puits d’injection.Ceci a pour effet de colmater les espaces interstitiels, empêchantainsi la solution de s’écouler dans la nappe aquifère. Diverses solu-tions sont apportées au problème : nettoyage mécanique (brosses),injection brutale d’air (air lift ), injection de bactéricides (acide,chlore), utilisation d’injections alternées carbone/nutriments.

Les performances des traitements biologiques in situ dépendentfortement des conditions rencontrées sur site et des contaminantsprésents. Les coûts des biodégradations in situ s’étendent de 100 à300 F/t (de sol traité).

Le procédé de traitement biologique aérobie est commercialisé.En France, le traitement ex situ est beaucoup plus répandu que le

traitement in situ.

3.5 Biotertre

3.5.1 Principe

La technique demande la mise en tas du sol avant son traitement

biologique (figure 6). Cette technique est fortement utilisée pour lessols hétérogènes contaminés par des gazoils, des PCB, et permetune meilleure gestion du traitement que les techniques in situ. Ellerestera encore longtemps utilisée malgré le faible coût des techni-ques in situ et l’accroissement de leurs performances.

Cette technologie a pour objectif la biodégradation des composésorganiques présents sous forme d’imprégnation dans les sols etpeut admettre deux principes très différents : la biostimulation et labioaugmentation. D’une manière générale, cette technique consisteà utiliser des micro-organismes pour dégrader des composés orga-niques.

Exemple industriel : dans un dépôt en activité sur un aéroport, laprésence de kérosène dans la nappe phréatique s’étend sur un volumede 8 500 m3 de sol type limons. Le traitement demande essentielle-ment la mise en place de 17 piézomètres d’injection de nutriments telque le peroxyde d’hydrogène, sa durée a été d’environ 18 mois pour uncoût de 180 F/m3 de sol.

Figure 6 – Principe du biotertre

Membraneplastique

imperméable

Ventilateur

Drain derécupération

Couchede graviers

Draind'irrigation

Sol contaminé Couvertureplastique

Draind'injection

d'air

Tuyaud'évacuation

d'air





Cette dégradation est le plus souvent aérobie, mais peut êtreanaérobie. Les micro-organismes nécessitent une source decarbone, de nutriments et d’oxygène pour dégrader les hydrocar-bures qui sont ainsi transformés en dioxyde de carbone et en éner-gie. Dans les sols contaminés, la source de carbone est suffisante,mais les nutriments et l’oxygène sont manquants ou déficitaires.

Les modalités d’apport de ces éléments sont la principale clef duprocédé.

Avant de démarrer un procédé de biodégradation, on doit bienconsidérer que les micro-organismes peuvent dégrader tout ce quipeut être assimilé à de la « nourriture ». Leur métabolisme est assezélémentaire et les micro-organismes préfèrent consommer commenourriture une source énergétique. Si un organisme doit choisirentre une molécule de glucose et une molécule de benzène, leglucose sera dégradé préférentiellement parce qu’il libère plusd’énergie pour un « effort » équivalent.

L’eau contient, dans les meilleures conditions, 15 à 20 mg/Ld’oxygène dissous.

Outre l’apport d’oxygène, le procédé de dégradation biologiquerequiert des macro-éléments sous une forme biodisponible, c’est-à-dire directement assimilables par les micro-organismes. Les nutri-ments les plus utilisés sont l’azote, sous forme de sels d’ammo-nium, et le phosphore, sous forme d’orthophosphate.


Ce procédé s’applique de façon optimale sur des composés orga-niques biodégradables absorbés sur un sol excavé. Les facteurslimitant l’utilisation de cette technique sont la nature du contami-nant et le pourcentage de fines contenues dans le sol. Les polluantsclassiquement traités par biodégradation sont : les gasoils, lesfiouls, les kérosènes, les pétroles bruts et certaines coupes pétro-lières lourdes (HAP, huiles organiques…).


Le sol est disposé, en plate-forme de traitement, sur des épais-seurs de 0,5 m à 1,5 m selon le volume à traiter et la surface dispo-nible. L’étanchéité est assurée par une membrane PEHD(polyéthylène haute densité) posée sur une couche antipoinçonne-ment. L’ancrage de cette membrane est effectué par des tranchéesouvertes en tête de merlon.

La plate-forme est instrumentée pour permettre l’injection d’eau,de nutriments, d’oxygène et de micro-organismes. On distingue unréseau d’extraction permettant d’assurer l’aération et la collecte deslixiviats, et un réseau d’aspersion permettant de réinjecter ceux-ciaprès l’addition de nutriments.

L’ensemble fonctionne en système clos. Cependant, il est possible

d’ajouter de l’eau par un puits afin de maintenir le taux d’humidité(de l’ordre de 40 à 60 % de la capacité de rétention) adapté au déve-loppement des bactéries. La gestion des flux (eau-air) dépend desparamètres intrinsèques du milieu à traiter (perméabilité à l’eau,perméabilité à l’air, vitesse de percolation…). Les injections de nutri-ments ou de micro-organismes sont calées sur l’évolution biochimi-que du tertre biologique.

3.5.2 Pratique

Le rendement de ce procédé peut atteindre 99 % si le temps detraitement est suffisamment long. Les coûts unitaires de cette tech-nique varient en fonction des volumes de sols mis en jeu.

Ce procédé est actuellement commercialisé.

3.6 Phytoremédiation

3.6.1 Principe

Cette technique est parmi les moins coûteuses et les plus longues(jusqu’à trois ans). La phytoremédiation est au stade de l’industriali-sation (plusieurs unités pilotes ont déjà été réalisés). Elle devrait sedévelopper de manière importante dans les années à venir.

La phytoremédiation regroupe toutes les technologies utilisantles plantes pour transformer, dégrader, concentrer, stabiliser ouvolatiliser des polluants. Il s’agit d’une technologie scientifiquementcomplexe ne se réduisant pas à l’ensemencement de graines.

Les technologies existantes ou en cours de commercialisationcomprennent [2] :

— la phytoextraction : utilisation de plantes accumulatrices pourextraire, transporter et concentrer les polluants du sol dans les par-ties récoltables de la plante. Pour que cette technique soit efficace, ilfaut que le polluant soit disponible pour les racines et que celles-cipuissent le tolérer et l’absorber ;

— la phytostabilisation : utilisation des plantes pour réduire labiodisponibilité, la mobilisation ou le lessivage des polluants et, par

conséquent, leur entrée dans la chaîne alimentaire ou les nappesphréatiques ;— la rhizofiltration : utilisation des racines pour absorber,

concentrer ou précipiter les polluants d’un effluent liquide.

Exemple : la dégradation de 1 kg d’isopentane de formule C5H12(hydrocarbure simple représentant environ 15 % (en masse) d’uneessence) nécessite théoriquement 4,879 kg d’oxygène contenus dans15,11 m3 d’air. Dans la pratique, pour réaliser cette opération, il faut

approximativement 287 m3 d’air par kilogramme de produit à dégrader.Même si ce volume semble important, il est très facile à produire avecun simple surpresseur.

Exemple industriel : un site agroalimentaire (stockage de céréa-les) en activité a eu une fuite accidentelle sur une cuve de fioul. Latechnique utilisée est l’excavation et le traitement sur site en biopilepar biostimulation. L’objectif du traitement est d’extraire 1 000 mg defioul par kilogramme de sol. Environ 1 000 m 3 de sol [alluvions récen-tes, grossières (sables et graviers)] sont mis dans les alvéoles étan-

chées par du PEHD de 1 mm d’épaisseur, avec des tuyaux pourl’aération forcée et le réseau d’injection de nutriments. Le traitement aduré 18 mois pour un coût de 450 F HT/m3 de terre.

La phytoremédiation emploie des végétaux pour traiter le solcontaminé en surface par des molécules organiques ou desmétaux (figure 7).

Figure 7 – Principe de la phytoremédiation

Photodégradation

Volatilisation

Adsorption

Dégradationmicrobienne

PrélèvementAdsorption

TranslocationDépôt

Entraînement par l'eauet apport à la mort de la plante

Métabolisme

Biosynthèse





D’autres procédés sont en cours de développement :— l’activité dégradatrice de la rhizosphère : utilisation de plantes

pour stimuler les micro-organismes de la rhizosphère caractériséepar une communauté microbienne plus nombreuse, plus diversifiéeet, par conséquent, par une activité biodégradatrice plus élevée. Lesnteractions entre plantes et micro-organismes sont nombreuses et

complexes. Certaines peuvent créer des synergies facilitant la trans-ormation des composés organiques ;

— la phytovolatilisation : stimulation de la volatilisation par’intermédiaire de la plante qui va absorber puis éliminer, par trans-

piration, les polluants ;— la phytodégradation : métabolisme du polluant dans la plante

au niveau des racines ou des parties aériennes. Les plantes contien-nent de nombreuses enzymes responsables de réactions biochimi-ques variables capables de transformer les composés organiques.


La phytoremédiation peut s’appliquer tout aussi bien à l’air, auxsols, aux composts, aux effluents liquides et aux eaux de drainage.Ce procédé présente un avantage certain lors de contaminationspeu profondes (de 50 cm à 3 m de profondeur) et de grande superfi-cie. Néanmoins, compte tenu du temps de traitement élevés, la

phytoremédiation est généralement utilisée dans le cas de contami-nations présentant peu de risque à court terme pour la santéhumaine et l’environnement.

Les polluants traités sont :— par phytoextraction, les métaux et les radioéléments ;— par rhizofiltration, les métaux, les radioéléments et le trinitro-

oluène (TNT) ;— par activité dégradatrice de la rhizosphère, le TCE, l’atrazine, le

pyrène ;— par phytovolatilisation, le sélénium.

La phytoremédiation est un procédé envisageable sur l’ensembledes contaminations par les métaux lourds, les substances inorgani-ques (CO2, SOx, NOx, ozone, fertilisants) et organiques [TNT, RDXcomposé explosif : cyclotriméthylènetrinitramine), pesticides,

hydrocarbures, phénols, solvants chlorés…].


Plusieurs moyens permettent de mettre en œuvre la phytoremé-diation : la culture en champs, les lits de gravier (seules les racinessont immergées) ou les lagunes (une partie ou la totalité de la planteest immergée).

Actuellement, sur le marché, plusieurs espèces de plantes sontproposées.

3.6.2 Pratique

Les avantages de la phytoremédiation sont :— des coûts de traitement modérés par rapport aux autres tech-

nologies de traitement ;— un traitement adapté pour les grandes surfaces contaminées ;— une technologie visuellement attractive ;— une faible perturbation du milieu contaminé ;— une bonne image auprès du public.

Par contre, la phytoremédiation présente quelques inconvénients :— le procédé est limité aux surfaces colonisées par les racines ;— le temps de traitement est généralement long ;— le procédé dépend de la météorologie, des attaques des insec-

es, des micro-organismes et des substances phytopathogènes ;— la superficie des sites doit être suffisamment importante pour

’utilisation des techniques agricoles ;

— dans le cas de la phytoextraction, il faut disposer, le caséchéant, de filière d’élimination des biomasses contenant le pol-luant ou ses métabolites, par exemple incinération, lixiviation, dés-hydratation.

Le coût de la phytoremédiation a été estimé à 1 000 à 50 000 F/hapour un système « récoltable », ce qui représente un coût de 0,2 à

15 F/m3 de sol (avec une profondeur de racine de 0,33 m).Le procédé est actuellement au stade de développement avancé.

De nombreux sites pilotes ont été réalisés de par le monde avec desrésultats concluants et les brevets sont nombreux.

3.7 Extraction des métaux

Tout d’abord, il semble indispensable de préciser que les métauxn’inhibent pas systématiquement toute activité microbienne. Aucontraire, de nombreuses enzymes indispensables au métabolismemicrobien contiennent des métaux et une carence en métal peutlimiter le développement des micro-organismes. Au laboratoire, unmilieu restreint de culture contient toujours de nombreux métauxsous forme de trace.

3.7.1 Principe

Lorsque les métaux sont en forte concentration, une toxicité peutapparaître. Dans un sol, la toxicité et la biodisponibilité d’un métaldépend fortement de sa spéciation, c’est-à-dire de sa distributionsous différentes formes chimiques qui donnent ensemble laconcentration totale de l’élément dans l’échantillon. La spéciationdépend de nombreux paramètres physiques et chimiques commeles équilibres entre l’adsorption et la désorption, entre la dissolutionet la précipitation, eux-mêmes régulés par les variations du pH et dupotentiel d’oxydoréduction.

Dans l’environnement, les micro-organismes interviennent large-ment dans les cycles biogéochimiques naturels des métaux et lacompréhension de ces phénomènes a abouti à la mise au point detechniques d’extraction minières (cuivre, or, uranium…). Cetteextraction biologique consiste à utiliser la capacité des micro-orga-nismes indigènes à transformer directement (par oxydation ou parréduction) ou indirectement (modification du pH, modification de

l’équilibre redox) les formes métalliques insolubles en composéssolubles pouvant être récupérés dans les lixiviats. Lorsque le mine-rai est pauvre en métal, les procédés chimiques classiques deconcentration sont économiquement inadaptés et l’utilisation desmicro-organismes s’avère particulièrement performante. Ces procé-dés biologiques, couramment utilisés aujourd’hui, démontrentl’activité des micro-organismes en milieu fortement chargé enmétaux.

Plus récemment et sur les mêmes principes, la microbiologie anaturellement trouvé des applications en dépollution des sols. Letraitement des différents métaux par biolixiviation reporté dans denombreuses études fondamentales ou appliquées ne peut pas êtreabordé. Plusieurs travaux rapportent la transformation bactérienneen condition anoxique d’une forme insoluble de l’arsenic en uneforme soluble lixiviable.

Exemple : les peupliers ont montré leur efficacité pour réhabiliterdes sites contaminés par des nitrates, des pesticides (atrazine) ou dunickel.

Exemples industriels : un site anciennement occupé par une acti-vité liée aux batteries, et de ce fait contaminé par le plomb, est traitépar phytoremédiation, type phytoextraction. Il s’agit d’une pollution desurface d’une profondeur de 30 cm sur un hectare. Les concentrationsen plomb varient entre 300 et 2 000 p.p.m. (0,03 et 0,02 % en masse)et le seuil de traitement visé est 100 p.p.m. La plante utilisée est leBrassica juncea (moutarde indienne). Trois récoltes par an pendant troisans ont amené le niveau de pollution au-dessous du seuil visé. La plan-tation est traitée comme tout terrain agricole, mais, après la récolte, lesplantes sont séchées et incinérées dans un four pour récupérer leplomb.





3.7.2 Pratique

4. ConclusionsLe traitement biologique du sol et de la nappe phréatique « bio-

remédiation » est maintenant bien accepté par les spécialistes de ladépollution et par les gouvernements européens. Il s’agit toutefois

d’un traitement long mais peu coûteux qui nécessite les compéten-ces dans les domaines de la géologie, de la microbiologie et de lascience du sol, et, également, en génie de procédés.

Exemple : citons la réduction dissimilatrice de l’arsenic (V) enarsenic (III) lixiviable, ou la transformation de As2S3 en conditionméthanogène en arsenic lixiviable.

Exemple industriel : sur un site contaminé par de nombreux pol-luants organiques [HAP (hydrocarbures aromatiques polycycliques),PCB (polychlorobiphényle), BTX (benzène, toluène, xylène), PCE (per-chloréthylène ou tétrachloréthène), TCE (trichloréthène)] et inorgani-ques (métaux lourds : As, Ba, Cd, Cu, Hg, Ni…), l’application deconditions anaérobies par saturation en eau et l’ajustement desconcentrations en nutriment a permis la biolixiviation des différentsmétaux en présence (tableau 1).

Tableau 1 – Concentrations en polluant dans le sol avantet après traitement biologique anaérobie

ComposéConcentration initiale Concentration finale

(p.p.m.) (p.p.m.)Arsenic ................... 11 < 0,1

Baryum .................. < 0,1 < 0,1

Cadmium ............... 8 < 0,1

Chrome .................. 80 10

Cuivre..................... 600 220

Plomb..................... 350 90

Mercure.................. 1 < 0,1

Nickel ..................... 65 30

Sélénium................ 1 < 0,1

Argent .................... < 0,1 < 0,1Zinc......................... 800 130

Références bibliographiques

[1] ADRIAENS (P.) et VOGEL (T.M.). – Biological treatment of chlorinated organics. In : Microbial Transfor- mation and Degradation of Toxic Organic Chemicals, Eds. YOUNG (L.Y.) et CERNIGLIA (C.E.). Wiley-Liss Publishers, New York, États-Unis, 1995.

[2] BALLERINI (D.), GATELLIER (G.) et VOGEL (T.M.). – L’état de l’art du traitement biologique du sol.ADEME, Angers, France, 1998.

[3] COOKSON (J.T.). – Bioremediation Engineering. McGraw Hill Publisher, New York, États-Unis, 1995.[4] NORRIS (R.D.), HINCHEE (R.E.), BROWN (R.), McCARTY (P.L.), SEMPRINI (L.), WILSON (J.T.), KAMP-

BELL (D.H.), REINHARD (M.), BOUWER (E.J.), BORDEN (R.C.), VOGEL (T.M.), THOMAS (J.M.) et WARD(C.H.). – Handbook of Bioremediation. Lewis Publishers, Ann Arbor, MI, États-Unis, 1994.

[5] PELMOUNT (J.). – Bactéries et environnement. Presses Universitaires de Grenoble, Grenoble, France,1993.

Documents

Bioremédiation Des Sols