INERIS Projet TRANSPOL – Programme 2000 – Volet 2 Pollution

INERIS : PROJET TRANSPOL – Programme 2000 – Volet 2Paramètres et paramétrage des Modèles : Porosité efficace – Kd / R - Temps de demi-vie

Thierry Blondel – Cabinet-Conseil BLONDEL – Septembre 2001 page 1 / 120

INERISProjet TRANSPOL – Programme 2000 – Volet 2

Pollution souterraine :

Paramètres et paramétrage des Modèles en écoulement

et en transport de polluants.

. Synthèse sur les paramètres affectant le transfert de polluants organiques :� La porosité efficace (ΦΦΦΦe)et son influence sur la vitesse d’écoulement

des nappes souterraines ;

� Le coefficient de partage sol-eau, ou Kd, et l'impact du coefficient de

retard (R) dans le transfert de polluants en milieu poreux saturé ;

� La biodégradation des substances organiques polluantes en milieu

souterrain (T ½ : Temps de demi-vie).


Thierry Blondel – Cabinet-Conseil BLONDELPage 2 / 120

TABLE DES MATIERES

page

1 INTRODUCTION............................................................................................. 5

1.1 LA CONVECTION ............................................................................................................. 6

1.2 LA DISPERSION................................................................................................................ 6

1.2.1 La diffusion moléculaire.......................................................................................... 7

1.2.2 La dispersion microscopique................................................................................... 7

1.2.3 La dispersion macroscopique.................................................................................. 9

1.3 LE COEFFICIENT DE RETARD.......................................................................................... 10

1.4 LA BIODÉGRADATION.................................................................................................... 11

1.5 AUTRES PHÉNOMÈNES INFLUENÇANT LE TRANSPORT DE SOLUTÉ .................................. 11

1.5.1 La dissolution ........................................................................................................ 11

1.5.2 La volatilisation..................................................................................................... 12

2 EFFET DE LA POROSITE EFFICACE...................................................... 16

2.1 NOTION DE POROSITÉ / DÉFINITION............................................................................... 16

2.2 DÉTERMINATION DE LA POROSITÉ EFFICACE ................................................................. 18

2.2.1 Mesures de terrain (essai de pompage)................................................................. 18

2.2.2 Mesure de laboratoire ........................................................................................... 19

3 DETERMINATION DU COEFFICIENT DE RETARD (R) ..................... 19

3.1 MÉCANISMES DE L’ADSORPTION................................................................................... 23

3.2 MODÈLES MATHÉMATIQUES DE L’ADSORPTION ET ISOTHERMES ................................... 23

3.2.1 Le modèle linéaire ................................................................................................. 24

3.2.2 Le modèle de Freundlich....................................................................................... 25

3.2.3 Le modèle de Langmuir......................................................................................... 26

3.3 CAS DES POLLUANTS ORGANIQUES. .............................................................................. 26

3.4 MÉTHODE D’ESTIMATION DU KD .................................................................................. 27

3.4.1 Méthodes d’estimation du Koc ............................................................................... 273.4.1.1 Estimation à partir du Kow......................................................................................................................... 29

3.4.1.1.1 Méthode de détermination du Kow..................................................................................................... 32



3.4.1.2 Estimation à partir de la solubilité .............................................................................................................. 33

3.4.1.3 Estimation à partir de la structure moléculaire ........................................................................................... 33

3.4.2 Test batch en laboratoire ...................................................................................... 34

3.4.3 Test batch in situ ................................................................................................... 36

3.4.4 Test sur colonne..................................................................................................... 36

3.4.5 Méthode de modélisation sur le terrain ................................................................ 37

3.4.6 Avantages et inconvénients de chaque méthode.................................................... 38

3.5 PARAMÈTRES PHYSICO-CHIMIQUES INFLUENÇANT LE KD .............................................. 43

4 TAUX DE BIODÉGRADATION.................................................................. 44

4.1 GÉNÉRALITÉS ............................................................................................................... 44

4.2 MODÈLES DE CALCUL DE LA BIODÉGRADATION ............................................................ 45

4.2.1 Modèle de premier ordre....................................................................................... 45

4.2.2 Réaction instantanée ............................................................................................. 46

4.2.3 Modèle de Monod.................................................................................................. 47

Liste des Figures :

Figure 1 : Mécanismes de dispersion mécanique (Widemeier, 1996 : Technical Protocol for

implementing natural attenuation).................................................................................................... 9

Figure 2 : Evolution de la porosité efficace, de la porosité totale et de la capacité de rétention en

fonction de la granulométrie du sol. ............................................................................................... 17

Figure 3 : Absorption versus Adsorption. .............................................................................................. 20

Figure 4 : Schéma de principe de l’adsorption/désorption de particules de contaminants sur la matrice

d’un sol. .......................................................................................................................................... 21

Figure 5 : Isothermes d'adsorption (Widemeier, 1996) .......................................................................... 24

Figure 6 : Estimation du Kow .................................................................................................................. 32

Figure 7 : Schéma de principe de la méthode de détermination du Kd par batch-test (US-EPA - 1999,

1991)............................................................................................................................................... 35

Figure 8 : Schéma du protocole de mesure du Kd sur colonne (US-EPA - 1999).................................. 37

Figure 9 : Cinétique de dégradation obtenues pour différentes simplifications du modèle de Monod : I

(ordre zéro) ; III (premier ordre) ; IV (logistique) ; VI (logarithmique)........................................ 50



Liste des Tableaux :

Tableau 1 : Paramètres d’entrée des modèles numériques en écoulement et en transport de polluants en

milieu poreux saturé (modifié, d’après US-EPA - ASTM, 1999)................................................ 15

Tableau 2 : Valeurs de foc* pour différents composés organiques......................................................... 28

Tableau 3 : Equations empiriques permettant l’estimation du Koc à partir du Kow (d’après Fetter 1992)

........................................................................................................................................................ 30

Tableau 4 : Equations empiriques permettant l’estimation du Koc en fonction de la solubilité (d’après

Fetter 1992) .................................................................................................................................... 33

Tableau 5 : Tableau de synthèse sur les avantages et les inconvénient de chaque méthode de

détermination du Kd. (US-EPA - 1999). ........................................................................................ 42

Tableau 6 : Le modèle de Monod, ses différentes expressions simplifiées et ses formes intégrées

(d’après Scow et al. 1986).............................................................................................................. 49

Liste des Annexes :

. ANNEXE 1 : Bibliographie

Annexe 1.1 : Bibliographie consultée ou utilisée

Annexe 1.2 : Bibliographie sur le Kd et les paramètres de transport de polluants

et de l'atténuation naturelle (Synthèse réalisée par l'US-EPA)

Annexe 1.3 : Liste de sites Internet à consulter (Liste non exhaustive…)

. ANNEXE 2 : Mode opératoire utilisé par le laboratoire Wolff-Environnement

pour la mesure du Kow

. ANNEXE 3 : Protocole de mesure du Kd par batch-tests en laboratoire (US-EPA, 1999)

. ANNEXE 4 : Tableaux de valeurs : Paramètres des Modèles en écoulement et en transport

de polluants en milieu souterrain.

Annexe 4.1 : Tableaux de valeurs de la porosité totale (ΦΦΦΦ), de la porosité efficace

(ΦΦΦΦe ou ne), de la capacité d’emmagasinement (S) et de la perméabilité (K) pour

différents types de sols et de roches.

Annexe 4.2 : Tableaux de valeurs de Koc et Kow pour les 16 HAP de l'EPA

Annexe 4.3 : Tableaux de valeurs de temps de demi-vie (T ½) pour les 16 HAP de l'EPA.



1 INTRODUCTIONLes mécanismes de transport de polluants dans les nappes souterraines sont régis par de

nombreux phénomènes. Les principaux sont liés aux écoulements de l’eau au travers du milieu poreux

souterrain. La convection et la dispersion sont les deux phénomènes les plus importants dans

l’équation de transport. L’équation de transport, définissant la variation de la concentration en

fonction du temps d'une substance organique dissoute transférée en milieu poreux saturé, s’écrit de la

forme suivante :

δδδδc / δδδδt = [ (De / R) * (δδδδ2c / δδδδx2) ] - [ (v / R) * (δδδδc / δδδδx) ] – [λλλλ c]dispersion convection biodégradation

avec : c = concentration du polluant en solution dans l’eau ;

t = temps ;

De = coefficient de dispersion effective, dans le milieu poreux saturé,

du polluant considéré (cf. équation de Fick ) ;

R = coefficient de retard dans le transfert du polluant considéré dans le milieu ;

x = distance par rapport au point source de pollution ;

v = vitesse d’écoulement de l’eau en milieu poreux (cf. équation de Darcy) ;

λλλλ = taux de biodégradation (dégradation de premier ordre).

Cette équation montre que les processus de convection, de dispersion, d’adsorption et de

biodégradation sont liés et influent fortement sur le devenir et le transport d'un soluté en milieu saturé.

Elle fait intervenir deux termes majeurs influençant le potentiel de transfert d'un soluté au

travers un milieu poreux saturé : la convection et la dispersion.

Au niveau du milieu souterrain, les processus gouvernant le « flux entrant » par unité de

volume d’un terrain aquifère saturé affecté par une contamination issue de la zone non-saturée sus-

jacente (par infiltration et écoulements gravitaires de substances polluantes dissoutes à partir de la

surface par exemple) comprennent la convection et la dispersion hydrodynamique.

Les processus gouvernant le « flux sortant » par unité de volume de ce même terrain incluent

alors, en plus de la convection et de la dispersion hydrodynamique, l’adsorption et les réactions

physico-chimiques et biochimiques, elles-mêmes fonction du milieu et du type de substance polluante

considérés.

En d'autres termes, la variation de concentration d’un soluté transitant au travers un milieu



poreux saturé peut aussi s'exprimer de la manière suivante :

∆∆∆∆ [soluté] = flux entrant - flux sortant ± réactions

1.1 La convection

La convection (cf. équation de Darcy) permet de décrire le transport d'un soluté par le

mouvement d’un fluide en déplacement au travers d’un milieu poreux (cf. les particules d’eau circulant

au travers d’un milieu aquifère à aquitard saturé).

La vitesse d’écoulement de l’eau en milieu poreux saturé est définie par la relation suivante :

v = q / ne où q = -K * i (= flux de Darcy) et ne : porosité efficace du milieu ;

et avec K : perméabilité de l’aquifère, et i : gradient hydraulique de la nappe.

1.2 La dispersion

La migration d’un front ou d’un panache de pollution étant non-linéaire en milieu poreux

saturé, il est nécessaire de prendre en compte le phénomène de dispersion effective (De) des

particules d'eau chargées en soluté ; il est important de noter ici que ce soluté peut être constitué en fait

par une ou plusieurs substances polluantes dissoutes.

La dispersion effective peut s’écrire de la forme :

De = [ Do * ττττ ] + [ v * αααα ]

où le premier terme [ Do * ττττ ] représente la diffusion moléculaire,

avec ττττ : tortuosité du milieu poreux (ττττ < 1). Ce paramètre correspond au

rapport entre la distance qui serait parcourue en ligne droite par une particule

d'eau et la distance réellement parcourue à travers les pores. La figure n°1

illustre l’effet de ce paramètre sur l'écoulement des particules d’eau au travers

un milieu poreux saturé ;

et le second terme [ v * αααα ] représente la dispersion mécanique ou hydrodynamique,

avec αααα : coefficient de dispersivité.



La dispersion effective De intervient dans l’équation du flux dispersif FD, ou équation de

Fick, de la manière suivante :

FD = ne * De * ( δδδδc / δδδδt )Cette équation démontre que, plus la période de temps augmente, plus le phénomène de

dispersion dans le milieu poreux aura tendance à étaler le front ou le panache de pollution.

La dispersion mécanique est un phénomène essentiellement lié à l’hétérogénéité des vitesses

d'écoulement des particules d'eau au travers un milieu poreux saturé. Cette dispersion mécanique, ou

hydrodynamique, peut être catégorisée de deux manières : la dispersion microsopique, et la

dispersion macroscopique.

1.2.1 La diffusion moléculaire

La diffusion moléculaire est un processus impliquant seulement le soluté (substance polluantedissoute ou autre).

Elle se produit lorsqu’un gradient de concentration provoque la migration d’un soluté d’unezone de forte concentration vers une zone de plus faible concentration ou à concentration initiale nulle; il est important de souligner ici que la diffusion moléculaire d'un soluté peut se produire en l'absencede mouvement particulaire d'eau...

En milieu poreux souterrain, la diffusion moléculaire est importante uniquement aux faiblesvitesses d'écoulement et pour les longues périodes de temps et de transfert ; elle peut donc êtreignorée aux vitesses d'écoulement élevées (cas des nappes souterraines en milieu aquifère).

La diffusion moléculaire devient un facteur potentiel de dispersion et de transfert de solutéimportant pour les terrains ou les revêtements considérés au premier abord comme imperméables, telsles argiles constituant le mur d'un aquifère ou la couverture d'une nappe captive soit-disant protégée…,ou les liners et les géomembranes mis en place au niveau des alvéoles de décharges…

1.2.2 La dispersion microscopique

La dispersion microscopique s'effectue à l'échelle d'un pore du terrain saturé en eau. A cette

échelle, la combinaison des facteurs mécaniques et hydrodynamiques affecte grandement le potentiel

de dispersion. A l’intérieur d’un pore et en régime d'écoulement laminaire, les vitesses des particules


Thierry Blondel – Cabinet-Conseil B

d'eau ne sont en effet pas uniformément réparties (cf. figure n° 1).

La dispersion mécanique est principalement induite par les caractéristiques du milieu poreux.

La dispersion mécanique implique le mélange d'un soluté par le mouvement des particules

d'eau à travers les interconnexions plus ou moins complexes entre les pores, et aussi en fonction de la

forme et la taille de ces derniers.

Les caractéristiques intrinsèques du milieu poreux, et donc de ses pores, vont directement

influencer le potentiel de transfert d'un soluté (cf. figure 1).

Le premier de ces paramètres est la taille des pores et relève des principes mêmes de la

mécanique des fluides : la vitesse d'écoulement des particules d'eau au travers un milieu poreux

aquifère est inversément proportionnelle à la taille des pores interconnectés.

Autrement dit, lorsque la taille des pores interconnectés augmente, la vitesse des particules

d'eau, et donc du soluté, diminue (cf. schéma n°1 - figure 1).

Le second de ces paramètres concerne la trajectoire des particules d'eau au travers des pores :

plus la granulométrie est hétérogène, plus la trajectoire des particules d'eau au travers du milieu poreux

ainsi constitué est longue (cf. schéma n°2 - figure 1). Dans le cas de substances polluantes dissoutes

transféré par l'écoulement des particules d'eau, ce phénomène va induire un étalement plus important

du front de pollution.

Dans le cas de terrains aquifères à aquitards limoneux à argileux, le milieu solide présente des

pores aux interconnexions plus complexes et hétérogènes, ce qui induit une trajectoire moyenne plus

grande pour les particules d'eau. Ce phénomène, combiné avec des vitesses d'écoulement plus faible,

renforce d'autant la capacité de dispersion latérale et d'étalement d'un front de pollution.

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LONDEL

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Figure 1 : Mécanismes de dispersion mécanique

(Widemeier, 1996 : Technical Protocol for implementing natural attenuation)

Le troisième paramètre concerne le potentiel de friction des particules d'eau lors de leur

écoulement au travers des pores (cf. schéma n°3 - figure 1).

Les particules d'eau s'écoulant le long de l'axe d'interconnexion des pores se propagent plus

rapidement que celles s'écoulant le long des parois de la matrice solide, ceci à cause des phénomènes

de friction au niveau des parois.

Globalement, et par rapport à l'écoulement moyen des particules d'eau en milieu poreux saturé

(convection), la dispersion mécanique entraîne une propagation plus rapide des substances polluantes

dissoutes transportées dans l’axe des pores.

1.2.3 La dispersion macroscopique

Au niveau macroscopique, la dispersion induit, outre un mélange lors du transport par

écoulement entre le soluté et les autres particules d'eau saturant le milieu poreux (phénomène de

dilution en régime transitoire), un étalement progressif des éléments transportés par rapport au

mouvement global moyen de convection (écoulement) des particules d'eau au travers du milieu poreux.

Il en résulte un mouvement divergent du front d'un panache de polluants dissous en fonction

de la distance parcourue dans le milieu poreux saturé.

En résumé : dans un milieu poreux saturé soumis à un mouvement convectif (écoulement), les

hétérogénéités existantes au niveau des ouvertures ou des largeurs de pores, et au niveau des longueurs

de trajet à parcourir pour une même particule d'eau, engendre une différence au niveau des vitesses

moyennes d'écoulement (figure n°1).

Les fluides passant par l'ensemble des chemins possibles se mélangent et engendrent une

dilution des concentrations. Ce processus entraîne également un étalement du front d'un panache de

substances polluantes dissoutes par rapport à la direction principale d’écoulement.

Les phénomènes de tortuosité et de différences de vitesses des particules d’eau, s'écoulant à

l’intérieur des pores de terrains aquifères à aquitards, ont pour conséquence de créer un champ de

vitesses complexe dans les trois dimensions du milieu considéré.



Ces phénomènes sont traduit mathématiquement par les coefficients de dispersivité

longitudinal, transversale et verticale.

Dans un espace à trois dimensions et pour un milieu poreux considéré comme homogène et

isotrope, les différents coefficients de dispersivité (αααα) peuvent être estimés de la manière suivante :

. αααα longitudinal ≈ 1/10ème de la distance parcourue par le polluant, ou de la longueur

du panache polluant la nappe ;

. αααα latéral (sur les côtés et vers le bas) ≈ 1/100ème de cette distance ;

. αααα vertical (vers le haut) : très faible, de l’ordre de la diffusion moléculaire.

Cependant, il est important de rappeler que la dispersion mécanique, ou hydrodynamique, est

fortement dépendante de l'échelle de distance considérée ; les valeurs des coefficients de dispersivité

seront d'autant plus élevées que l'échelle de distance pour lesquels ils sont appliqués sera grande.

Une relation empirique, basée sur de nombreuses observations de terrains en contexte de

nappe alluviale et pour des distances inférieures à 3500 m selon le flux ou l'axe d'écoulement, permet

d'estimer le coefficient de dispersivité longitudinal :

αααα longitudinal = (0.0175*L)1.46

avec : L = longueur maximale du flux considéré ou du panache polluant.

Pour pouvoir estimer un coefficient de dispersion à l'échelle macroscopique, et afin de

prendre en compte les éventuelles effets, sur le potentiel de transfert de substances dissoutes, des

hétérogénéités et des anisotropies du milieu naturel (cf. : couches géologiques ou structures

sédimentologiques superposées, présence d'interfaces entre couches ou de litages marqués,

d'alternances de couches perméables et peu perméables, de chenaux, de réseaux de fissures ou de

fractures, de réseaux de karts, etc.), il est préférable d’effectuer des essais de traçage au droit du site

concerné.

1.3 Le coefficient de retard

Les polluants organiques étant hydrophobes, ils présentent une forte affinité pour la matière

organique contenue dans le sous-sol.



Cette affinité pour la matière organique introduit un coefficient de retard R dans l’équation

de transport décrite plus haut.

Le chapitre 3 du présent document présente de manière plus approfondie les divers processus

impliqués dans ce phénomène, ainsi que les diverses méthodes de mesures ou d'estimations.

1.4 La biodégradation

Le troisième terme mis en jeu dans l’équation de transport fait intervenir les processus de

biodégradation d'un soluté lors de son transfert en milieu poreux souterrain.

Ce processus affecte principalement les composés organiques.

La biodégradation peut avoir pour effet direct la disparition complète du composé dans le

milieu considéré.

Concernant les méthodes de traitement des sols, ce phénomène est le seul à pouvoir permettre

la disparition complète des substances polluantes.

Les processus de biodégradation sont surtout le fait des bactéries et des champignons vivant

dans le milieux poreux considéré ; ces micro-organismes utilisent en effet les substances organiques

dans leur métabolisme.

La biodégradation est intégrée à l’équation de transport décrite plus haut par l’application

d’un terme soustracteur.

Plusieurs méthodes de calculs peuvent être utilisées pour estimer le taux de biodégradation :

� Le modèle de premier ordre

� Le modèle de réaction instantanée

� Le modèle de Monod

Ces méthodes sont décrites dans le chapitre 4 du présent rapport.

1.5 Autres phénomènes influençant le transport de soluté

1.5.1 La dissolution

La dissolution est un processus de solubilisation des polluants à partir d'une phase résiduelleadsorbée au niveau de la matrice solide - impliquant ou non des phénomènes lents de désorption - ou



d'une phase "libre" ou liquide piégée par les forces de succion ou forces capillaires, comme parexemple au niveau de la frange capillaire ou de la zone de battements d'une nappe d'eau souterraine.

La dissolution dépend fortement de la solubilité des substances polluantes considérées, et de latempérature du milieu dans lequel se trouvent ces polluants.

Elle peut constituer une source continuelle et "pérenne" de contamination des eaux souterraines.

1.5.2 La volatilisation

Bien qu'étant un mécanisme non destructif, la volatilisation permet, dans certains cas, desoustraire tout ou partie des substances polluantes du système hydrique d'un sol contaminé.

Il s'agit d'un mécanisme impliquant le partage d'un polluant entre une phase liquide et une phasegazeuse suivant la loi de Henry.

La constante de Henry détermine la tendance d'un polluant à se volatiliser de l'eau de la nappevers les gaz du sol.

La loi de Henry précise que la concentration d'un polluant en phase vapeur est directementproportionnelle à sa concentration en phase liquide. Chaque composé chimique présente une constantede Henry qui lui est propre.

La loi de Henry est décrite par :

Ca = HC1

où : H = Constante de Henry (atm.m3/mole)Ca = Concentration dans l'air (atm)C1 = Concentration dans l'eau (moles/m3)

Les constantes de Henry sont élevées pour les hydrocarbures légers et négligeables pour leshydrocarbures lourds et le PCP (pentachlorophénol).

Certains paramètres du milieu naturel souterrain peuvent affecter la volatilisation potentiellesdes substances polluantes.

Il s'agit notamment de la concentration en substances dans les sols ou les eaux, de la variation



de cette concentration avec la profondeur, de la constante de Henry propre au polluant et du coefficientde diffusion propre au milieu considéré, des coefficients de transfert de masse dans l'eau et l'air du solen milieu non-saturé, du potentiel d'adsorption au niveau des particules solides, et enfin de latempérature de l'eau.

Dans le cas des polluants inorganiques, et plus particulièrement pour les cations métalliques,

les variations des paramètres physico-chimiques tels que la température, le pH ou le potentiel d’oxydo-

réduction [Eh] entraînent des différences notables dans le comportement de ces substances en milieu

poreux saturé.

En fonction des conditions de milieu, les cations métalliques peuvent se solubiliser dans la

phase aqueuse ou bien précipiter ou se complexer avec des ligands organiques ou minéraux.

Tout changement dans les conditions de milieu peut donc impliquer de grandes variations sur

le potentiel de transport de ces éléments.

En résumé : Les équations précédemment définies apportent un grand nombre de paramètres

eux-mêmes dépendants d’autres paramètres physico-chimiques liés à l’aquifère (matière organique du

sol, porosité, etc.) ou aux substances polluantes considérées (densité, solubilité, hydrophobicité,

dégradabilité, volatibilité, etc.).

La détermination la « plus juste possible » des paramètres des équations de calcul est

essentielle pour permettre de réaliser des modèles les plus représentatifs du site étudié.

Cependant, ces paramètres pris séparément n’ont pas tous la même importance au niveau des

calculs et donc des résultats des modèles utilisés...

Le tableau n° 1 reporté en page suivante synthétise l’ensemble des paramètres d’entrée

nécessaires pour la mise en oeuvre des modèles numériques en écoulement et en transport de polluants

en milieu poreux saturé.

Pour chaque paramètre, un commentaire est donné concernant sa sensibilité propre ainsi que

son importance relative au niveau de la mise en oeuvre du modèle.

Il s'agit de sensibiliser les utilisateurs potentiels de modèles sur la nécessité de réaliser au

mieux les estimations ou les déterminations paramétriques préliminaires (acquisition sur site, sources



bibliographiques, bases de données, etc.), ainsi que sur la nécessité de rester le plus objectif possible au

niveau des interprétations réalisées par la suite.

Il est en effet nécessaire de toujours rester prudent quant aux conclusions éventuellement

émises qui doivent toujours, tant que faire se peut, faire référence aux hypothèses et aux paramètres

d'entrée des modèles, normalement compulsés au préalable au niveau du schéma conceptuel spécifique

et propre au site étudié…



Paramètres d’entrées Symbole Unités Sensibilité CommentairesConcentration à la source Cs M/L3 Forte Spécifique au site

Fraction de carboneorganique

Foc M/M Forte Forte variabilité ; spécifique ausite

Coefficient de partagecarbone org. - eau

Koc L3/M Forte Spécificité chimique du polluantconsidéré (variable)

Coefficient de partage sol -eau

Kd L3 / M Forte = foc * Koc

Très variable ; spécifique au siteet au polluant considéré

Distance à la cible X L Forte Très variable ; spécifique au site

Conductivité hydraulique K ou Ks L/T Forte Très variable ; spécifique au site

Gradient hydraulique i L/L Forte Très variable ; spécifique au site

Vitesse d’écoulement linéairemoyenne

V L/T Forte = K * i / φe ; spécifique au site

Largeur de la source polluanteperpendiculairement auxécoulements souterrains

L (W) L Modérée Très variable ; spécifique au site

Porosité totalePorosité efficace oucinématique

φtotale

φe ou ne

L3/L3 Modérée Affecte la vitesse d’écoulementet le coefficient de retard.Spécifique au site

Densité apparente (soil bulkdensity)

ρsM/L3 Limitée Varie peu pour un même sol

considéré comme homogène ,spécifique au site

Epaisseur de la couche saturée E ou B L Modérément sensibledans les modèles

numériques

Spécifique au site

Coefficientd’emmagasinement

S - Modérée Spécifique au site et au type denappe considéré

Recharge (Infiltration des eauxmétéoriques)

I ou r L/T Limitée Forte variabilité ; spécifique ausite

Dispersivité longitudinale αx L Limitée Varie peu pour un même solconsidéré comme homogène

Dispersivité transversale αy L Limitée Varie peu pour un même solconsidéré comme homogène

Dispersivité verticale αz L Limitée Varie peu pour un même solconsidéré comme homogène

Taux de dégradation λ T-1 Modérée Spécificité chimique très variableen fonction du site et du milieu

Temps écoulé depuis le débutde la pollution

t T Modérée Très variable en fonction du site

Unités correspondantes : L : unité de longueur ; M : unité de masse ; T : unité de temps

Tableau 1 : Paramètres d’entrée des modèles numériques en écoulement et en transport de

polluants en milieu poreux saturé (modifié, d’après US-EPA - ASTM, 1999)



2 EFFET DE LA POROSITE EFFICACE

2.1 Notion de porosité / Définition

La porosité totale correspond au rapport entre le volume de l'ensemble des pores d'un

échantillon de sol représentatif du milieu poreux considéré, et le volume total de ce même échantillon.

Dans un sol saturé en eau, la totalité des particules d'eau ne sont pas mobiles ou mobilisables.

Une certaine quantité de ces particules d'eau reste liée à la matrice du milieu poreux par des

liaisons ioniques.

Ce potentiel d’adsorption des particules d’eau au niveau de la matrice poreuse réduit d'autant

la capacité de déplacement ou d'écoulement de ces particules au sein du milieu poreux considéré.

La porosité de drainage correspond au rapport entre le volume total des particules d’eau

s’écoulant gravitairement à travers l’échantillon de sol considéré, et le volume total de ce même

échantillon.

La quantité d’eau restant dans l’échantillon permet par ailleurs d'estimer la capacité de

rétention d'un sol.

La porosité cinématique d'un milieu poreux correspond au rapport entre le volume d’eau

circulant librement à travers les pores de l'échantillon considéré, et le volume total de ce même

échantillon.

Dans la pratique, on considère que la porosité cinématique et de drainage sont similaires.

Elles sont donc regroupées sous le terme de « porosité efficace ».

Cependant, en fonction de leur utilisation au niveau des modèles en écoulement et en

transport de polluants, il est nécessaire de faire une distinction entre ces différents types de porosités.



Pour une étude concernant l'estimation de la quantité d’eau s'écoulant par drainance au travers

un horizon peu perméable ou aquitard, il est nécessaire de considérer la porosité de drainage

(écoulement gravitaire en milieu peu perméable ou aquitard).

Dans le cas d’une estimation des vitesses d'écoulement des eaux souterraines en milieu

perméable ou aquifère, la porosité cinématique sera utilisée (écoulement latéral ou longitudinal lié au

gradient hydraulique du milieu poreux saturé perméable ou aquifère).

La porosité efficace, et son paramètre complémentaire la capacité de rétention, dépendent du

type de sol considéré.

La figure n° 2 illustre l’évolution de ces deux paramètres et de la porosité totale en fonction de

la nature du sol considéré.

Figure 2 : Evolution de la porosité efficace, de la porosité totale et de la capacité de rétention

en fonction de la granulométrie du sol.

On remarque sur ce graphique que plus les grains d’un sol sont fins, plus la porosité efficace

est faible et inversément en ce qui concerne la capacité de rétention.

On constate aussi que la porosité totale du sol diminue avec l’augmentation de la taille des

grains. Cette diminution est liée aux arrangements géométriques des grains dans l’espace du milieu

considéré.



Des données de porosité efficace et de porosité totale sont fournies en annexe n° 4.1 pour

différents types de sol et de roches.

Une liste de référence bibliographique concernant, entre autres, ces paramètres est donnée en

annexe n° 1.1.

Au niveau de l’équation de transport, la porosité efficace intervient directement dans

l’estimation de la vitesse d’écoulement de l’eau, et donc des substances éventuellement dissoutes,

dans le milieu poreux saturé considéré (aquifère ou aquitard).

Le mouvement convectif des particules d'eau constitue en effet le "vecteur" principal de

transfert des substances polluantes dissoutes en milieu poreux saturé …

2.2 Détermination de la porosité efficace

2.2.1 Mesures de terrain (essai de pompage)

Les essais de pompage de longue durée permettent de déterminer les caractéristiques

physiques de l’aquifère étudié. L’interprétation réalisée à l'issue de ces essais permet d'estimer un

coefficient de perméabilité (K) et un coefficient d’emmagasinement (S) pour le milieu aquifère ainsi

testé (cf. Norme AFNOR NF P 94-130, 1992).

Le coefficient d'emmagasinnement (S) traduit la capacité de la nappe à fournir de l’eau.

Dans le cas d’une nappe libre, il est admis que le coefficient d’emmagasinement du milieu

aquifère peut être assimilé à la porosité efficace de ce même milieu.

Généralement la valeur de ce coefficient S est compris entre 0,2 et 0,01 (selon Castany, 1992)

pour une nappe libre.

Kasenov (1997) donne d'autres exemples de valeurs :

� S = 0,2 pour un milieu aquifère constitué par des graviers ou des sables grossiers et

en nappe libre,

� S = 0,1 pour un milieu aquifère constitué par des sables fins.



2.2.2 Mesure de laboratoire

La mesure de la porosité efficace en laboratoire consiste, après avoir saturé d’eau un

échantillon non remanié de sol, à mesurer le volume d’eau qui s’écoule gravitairement au travers de

l’échantillon.

Connaissant le volume total de l’échantillon, il est possible de calculer le rapport entre le

volume d’eau récupéré gravitairement (Vg) et le volume total de l’échantillon (Vt) :

ΦΦΦΦe = ne = Vg / Vt

En fonction du temps nécessaire pour que l’échantillon s’égoutte de toute son eau, les résultats

de la mesure de porosité efficace peuvent varier assez sensiblement.

Le temps nécessaire à l’eau pour s’égoutter de l’échantillon considéré est donc un paramètre

non négligeable et à estimer le plus précisément possible.

3 DETERMINATION DU COEFFICIENT DE RETARD (R)

Le coefficient de retard R traduit mathématiquement les phénomènes de sorption des

substances polluantes dissoutes sur la matrice ou les particules solides du sol.

La sorption inclue différents processus entraînant une « fixation » de ces substances sur la

matrice ou les particules solides du sol considéré.

Les phénomènes liés à la sorption sont du type de l’adsorption, la chimiosorption, l’absorption

et les échanges ioniques.

L’adsorption est le phénomène par lequel a lieu la fixation de particules de polluant à la

surface d’un solide, appelé dans ce cas "adsorbant". Ce type de sorption est en général considéré

comme un phénomène quasi-instantané et linéaire ("Instantaneous Reaction" : voir ci-après).

Dans le cas d'aquifères contaminés, les particules potentiellement adsorbantes sont



principalement constituées par les particules de matière organique présentent naturellement dans les

sols (acide humique et fluvique), ainsi que par les particules argileuses.

L’absorption considère le phénomène de pénétration de la particule de polluant à l’intérieur

des particules du sol (Figure 3). Ce phénomène est en général beaucoup plus lent, en terme de

cinétique, que le phénomène d'adsorption.

La chimiosorption décrit le phénomène de fixation des substances polluantes dissoutes par

des interactions chimiques avec les particules du sols.

Enfin, dans le cas de particules ionisées chargées positivement, comme les composés

métalliques dissous (cations principalement), les chlorophénols, les acides organiques, etc., des

échanges ioniques peuvent s'établir entre ces dernières et les particules argileuses ou la matière

organique naturellement présentes dans les sols qui sont, elles, chargées négativement.

Figure 3 : Absorption versus Adsorption.



La différence entre les phénomènes d'absorption et d'adsorption réside dans le fait que

l'adsorption est un phénomène régit par l'attraction et le piégeage (réversible) d'une substance dissoute

sur la surface des particules ou des grains constituant le milieu récepteur (cf. la matrice solide de

l'aquifère considéré), alors que l'absorption est le phénomène qui régit la pénétration de cette substance

à l'intérieur même de la structure physique de la matrice solide (grains, particules, parois, etc.).

Figure 4 : Schéma de principe de l’adsorption/désorption

de particules de contaminants sur la matrice d’un sol.

Tout phénomène de sorption d'une substance polluante dissoute est aussi lié à des

phénomènes de désorption en rapport au substrat considéré (Figure 4).

Toutefois, ce phénomène de désorption présente est en général une cinétique beaucoup plus

lente que les cinétiques de sorption ; ceci explique le fait que, dans la plupart des modèles en

écoulement et en transport de polluants utilisés pour les évaluations de risques sur des sites ou des sols

contaminés ou pour la caractérisation de pollution de nappe souterraine et de leur devenir, le paramètre

de désorption est en général négligé.

En fonction des polluants étudiés, l’un ou l’autre de ces phénomènes interviendra de façon

plus ou moins privilégiée.

Dans le cas de polluants organiques (type HAP ou BTEX), les phénomènes d’adsorption sur

Particules non

adsorbées

Particules

adsorbées

Direction des

transfert de

masse

Flow



la matrice du milieu aquifère récepteur, ou des particules solides de ce milieu, sont les plus importants

et sont du type liaisons hydrophobes.

De manière générale, la sorption des polluants sur les particules a pour effet d’entraîner un

retard dans le transport des polluants dissous dans le milieu aquifère.

Ce phénomène se traduit dans l’équation de transport de masse dans les eaux souterraines par

l’intégration d’un coefficient de retard R.

La sorption étant, de manière générale, comme un phénomène à cinétique rapide et linéaire, le

coefficient de retard, considéré comme constant (voir chapitre 3), peut être estimé selon la formule

suivante :

R = 1 + [ ρρρρs * (1-φφφφ) / φφφφ ] * Kd ou R = 1 + (Bd / φ)φ)φ)φ)

∗∗∗∗ Kd

où le terme ρs * (1-φ) représente la densité apparente (Bd) de la roche poreuse (bulk density en

anglais),

avec :

� ρs : poids spécifique des particules solides [g/cm3],

� φ : porosité totale [ex. : pour une porosité totale égale à 30% , φ = 0,3],

� Kd : coefficient de distribution eau-sol, lié à l’adsorption d’une substance dissoute

sur la matrice ou les particules solide du sol.

Dans le cas de pollution souterraine, le coefficient de partage (Kd) caractérise le rapport

entre la concentration en substance polluante adsorbée au niveau de la matrice du milieu récepteur

(aquifère ou autre), et la concentration substance polluante dissoute dans le fluide (les particules d'eau

de la nappe souterraine) s'écoulant au travers de ce milieu.

La détermination de ce coefficient de retard R peut être faite soit par des données de terrains

(essais de traçage), soit par estimations du coefficient de distribution eau-sol (Kd), en fonction des

teneurs en matière organique du sol et de paramètres physico-chimiques propres à la substance

considérée, ou par des mesures en laboratoire.



Les chapitres suivants sont consacrés à la description des phénomènes régissant les

phénomènes de sorption et des différents types de coefficients (isothermes de sorption), ainsi qu'aux

méthodes utilisées pour l’estimation de ces coefficients et du facteur de retard R.

Pour toute précision complémentaire sur les paramètres et les phénomènes de sorption, une

liste bibliographique assez exhaustive est fournie en Annexe n° 1.2 (Document de l'US-EPA, 1999).

3.1 Mécanismes de l’adsorption

L’adsorption de substances polluantes dissoutes en milieu souterrain est un phénomènecomplexe faisant intervenir de nombreux mécanismes physico-chimiques au niveau des liaisons entreles molécules dissoutes et la phase solide du milieu récepteur.

Les principales liaisons physico-chimiques intervenant dans les phénomènes de sorption sont :

� les forces de Van der Waals et de Coulomb,

� les liaisons "hydrogène",

� l’échange de ligands,

� les liaisons covalentes,

� les interactions dipôle-dipôle ou dipôle induit-dipôle,

� et les liaisons hydrophobes.

3.2 Modèles mathématiques de l’adsorption et isothermes

Le coefficient de partage (Kd) permet de caractériser le potentiel d’adsorption/désorption

d’une substance chimique dissoute ayant tendance à être adsorbée sur la matrice du milieu récepteur (le

milieu souterrain dans le cas de pollution de sols ou de nappes).

Ce coefficient est déterminé par la pente de la droite de régression du graphe représentant la

variation de la concentration de substance polluante dissoute adsorbée sur les particules solides du

milieu récepteur (le sol ou le milieu aquifère) en fonction de la concentration restant en solution dans

l’eau (figure n° 5).

Une telle représentation graphique est appelée « isotherme d’adsorption ».



Dans le cadre de l’étude de l’adsorption de polluants en milieu souterrain, on distingue trois

types d’isothermes d’adsorption.

L'utilisation de l'un ou l'autre de ces isothermes dans les modèles se fera en fonction des

conditions de milieu et en fonction de la substance considérée.

Ces trois types d'isothermes sont les suivants (cf. figure 5) :

� le modèle linéaire ;

� le modèle de Freundlich ;

� le modèle de Langmuir.

Figure 5 : Isothermes d'adsorption (Widemeier, 1996)

3.2.1 Le modèle linéaire

Dans le cas d’un équilibre existant entre la concentration d’un soluté dans l’eau (C) et la

concentration en soluté sorbé sur les particules solides (C*), l’isotherme d’adsorption de la

concentration de soluté fixé sur les particules (C*) est une fonction linéaire de la concentration en

soluté présent dans l’eau (C).



Cet isotherme est décrit par la relation suivante :

C*=K.Coù K représente le coefficient de partage entre la concentration adsorbée sur les particules et

celle restée en solution.

Cette équation est applicable dans le cas de solutions où les composés chimiques concernés

sont présents à une concentration inférieure à la moitié de leur potentiel de solubilité.

3.2.2 Le modèle de Freundlich

Le modèle non linéaire de Freundlich est défini par l’équation :

C*= K.CN

où K et N sont des constantes.

Si N est égale à 1, l’équation se linéarise et on retrouve la relation précédente (cf. modèle

linéaire décrit ci-dessus).

Dans le cas contraire, la conversion logarithmique de la relation prend la forme :

Log C* = log K + N log C

Il s'agit d'une équation de la forme y = ax + b, où l'ordonnée à l’origine de la droite de

régression correspondante est égale au terme log K, et la pente de cette même droite est égale à N.

Le modèle d’adsorption de Freundlich est généralement applicable dans le cas de solutions

assez fortement diluées (par exemple, pour la traîne d’un panache de BTEX), où le nombre de sites de

sorption disponibles sur la matrice du milieu poreux saturé est important comparativement à la

concentration en substance polluante.



3.2.3 Le modèle de Langmuir

Le modèle d’adsorption de Langmuir a été développé selon le concept que le nombre de sites

potentiel de fixation ou de sorption d'un soluté sur la matrice ou les particules solides d'un sol est

limité.

L’isotherme de Langmuir s'exprime selon la relation suivante :

C*= (αβαβαβαβC)/(1+ααααC)

où α représente la concentration adsorbée maximale possible, et β le coefficient d’adsorption.

3.3 Cas des polluants organiques.

Les composés organiques, électriquement neutres, possèdent des solubilités dans l’eau très

faibles.

L’adsorption des composés organiques sur la matrice ou les particules solides du milieu

poreux considéré est fortement dépendante de la teneur en matière organique (foc) du milieu considéré.

Il existe une corrélation entre le Kd et la fraction en matière organique du sol.

Le coefficient de partage eau-sol peut s’exprimer de la manière suivante :

Kd = Koc * foc

Il correspond au produit du coefficient de partage octanol-carbone organique (Koc) et de lafraction en matière organique du sol (foc).

Le coefficient de partage octanol-carbone organique (Koc), exprimé souvent en log, quantifie

la répartition relative du composé considéré entre la matière organique et l’eau.

Une liste de valeurs de Koc est fournie en annexe 4.2 pour les 16 HAP de l'US-EPA.

Un coefficient Koc élevé témoigne d’une affinité préférentielle du composé pour la matière

organique éventuellement présente dans le sol, au détriment d’une affinité pour l’eau ; en d’autres

termes, si log Koc = n, la part de produit adsorbée par la matière organique sera 10n fois plus

importante que la part solubilisée ou dissoute dans l’eau.



Dans le sol, cette affinité se traduit par l’adsorption du composé dans la phase solide au

détriment de sa solubilisation dans l’eau, et cela proportionnellement à la richesse du sol en matière

organique.

3.4 Méthode d’estimation du Kd

3.4.1 Méthodes d’estimation du Koc

Suite à de nombreuses observations de terrain et en laboratoire, une relation empirique a été

établie faisant intervenir la valeur du Koc et le coefficient de partage du polluant avec la matière

organique totale du sol, noté Kom. (Olsen and Davis, 1990)

Cette relation est la suivante :

Koc = 1,724 Kom

Si la fraction en carbone organique du sol est inférieure à 1 % (0,01), l’adsorption sur le

carbone organique ne sera pas immédiate.

En effet, il y a une valeur critique de foc à partir de laquelle la sorption sur la matière

organique est égale à la sorption sur la matière minérale. En dessous de ce seuil critique (foc*), les

molécules organiques sont adsorbées sur les surfaces minérales.

Il a été montré que se seuil dépend de deux facteurs : la surface spécifique de la matière

organique du sol Sa, et de la valeur de Kow (coefficient de partage entre l’eau et le n-octanol) de la

substance considérée. Le Kow représente le potentiel d'hydrophobicité de la substance polluante

considérée.

La surface spécifique de la matière organique peut être rapprochée, au niveau des estimations

de foc* réalisées, à la surface spécifique des particules argileuses présentes dans le sol.



D’après McCarty, Reinhard and Rittman (1981) la valeur de foc* peut s’exprimer par la

relation suivante :

foc* = Sa /(200*Kow)0,84

Cette équation suggère que les sols à faible teneur en carbone organique retiendront

préférentiellement les substances organiques dissoutes à fortes valeurs de Kow, alors que les substances

à faibles valeurs de Kow n'auront, elles, que peu de chance d'être retenues (dans ce cas le coefficient de

retard, décrit plus haut, est égal à 1).

En supposant une surface spécifique Sa = 12 m²/g, (valeur-type pour un sol argileux riche en

kaolinite), des valeurs de foc* pour certains polluants organiques couramment rencontrés au niveau des

sites et sols contaminés ont pu être calculées et sont reportées dans le tableau n° 2 ci-après.

A partir de cette valeur de foc*, il est possible d’en déduire la teneur minimale en carbone

organique du sol permettant ainsi d'estimer un coefficient d'adsorption du polluant dans ce même sol.

Des valeurs minimales de carbone organique sont fournies dans ce même tableau.

Composés Kow foc* Teneur minimale du sol en

carbone organique (mg/kg)

Dichloroéthane 62 2.10-3 2000

Benzène 135 1.10-3 1000

Trichloroéthylène 195 7.10-4 700

Naphtalène 2350 9.10-5 90

Lindane 5012 5.10-5 50

Pentachlorophénol 49000 7.10-6 7

Pyrène 209000 2.10-6 2

Tableau 2 : Valeurs de foc* pour différents composés organiques



Il est important de noter que cette méthode d'estimation du Kd par la détermination

préliminaire du Koc n’est valable que sous certaines conditions.

Dans le cas de molécules organiques ionisables, la sorption se fait préférentiellement sur les

particules argileuses présentes dans le sol par des liaisons ioniques, et elle n’est donc plus simplement

liée à la teneur en matière organique du sol. Dans ce cas, la méthode de détermination de Kd décrite

plus haut n'est plus adaptée ni utilisable.

De même, cette méthode n’est pas appropriée à la description de la sorption de molécules

organiques dans un sol sec ou seulement humide. Dans cette situation, la sorption est fonction des

caractéristiques minérales du sol et de sa teneur en eau.

De nombreux chercheurs ont décrits d'autres relations empiriques permettant d’estimer la

valeur du Koc pour des substances organiques et en fonction de différents types de sols.

Les relations établies utilisent soit le coefficient de partage octanol-eau de la substance

polluante considérée (Kow), soit sa solubilité (S).

Une autre méthode utilise la structure moléculaire du composé étudié.

3.4.1.1 Estimation à partir du Kow

De nombreux chercheurs ont put mettre en évidence une relation entre le coefficient de

partage octanol-eau (Kow) et la valeur du Koc pour un certain nombre de composés organiques.

Ces relations sont établies selon les hypothèses suivantes :

1) la sorption se fait principalement sur la matière organique du sol ;

2) les mécanismes de sorption sont du type hydrophobe en regard des autres

mécanismes de type polaire, chimique ou ionique ;

3) la relation entre la sorption et la concentration en polluant est de type linéaire.



Fetter (1992) recense dans son ouvrage 12 relations permettant de déterminer le Koc à partir

du Kow. Ces relations sont données dans le tableau n° 3 ci-après. Les conditions d'établissement de

chacune de ces relations empiriques sont données en fonction des types de substances considérés pour

leur établissement.

Equations Condition d’établissement Référence

Log Kom = 0,52 log Kow + 0,62 72 pesticides dérivés du

benzène

Briggs, 1981

Log Koc = 1,00 log Kow – 0,21 10 HAP Karickhoff, Brown and Scott,

1979

Koc = 0,63 Kow Divers composés

organiques

Karickhoff, Brown and Scott,

1979

Log Koc = 0,544 log Kow + 1,377 45 composés organiques,

pesticides majoritairement

Kenaga and Goring, 1980

Log Koc = 1,029 Log Kow – 0,18

r² = 0,91 ; n = 13

13 pesticides Rao and Davidson, 1980

Log Koc = 0,94 log Kow + 0,22 s-triazines et

dinitroanalines

Rao and Davidson, 1980

Log Koc = 0,989 Log Kow – 0,346

r² = 0,991 ; n = 5

5 HAP Karickhoff, 1981

Log Koc = 0,937 log Kow –0,006 Composés aromatiques,

polyaromatiques, triazines

Lyman, 1982

Ln Koc = Ln Kow –0,7301 DDT, tétrachlorobiphényl,

lindane et dichloropropane

Mc Call, Swann and

Laskowski, 1983

Log Kom = 0,904 Log Kow + 0,779

r² = 0,989 ; n = 12

Benzène, dérivés du

benzène, PCB

Chiou, Porter and

Schemdding, 1983

Log Koc = 0,72 Log Kow + 0,49

r² = 0,95 ; n = 13

Benzènes chlorés et

méthylés

Schwarzenbach and Westall,

1981

Log Koc = 1,00 log Kow – 0,317

r² = 0,98 ; n = 22

22 composés aromatiques

polycycliques

Hasset et al., 1980

Tableau 3 : Equations empiriques permettant l’estimation du Koc à partir du Kow

(d’après Fetter 1992)





3.4.1.1.1 Méthode de détermination du Kow

La détermination du coefficient de partage entre octanol et l’eau pour un composé fait l’objet

d’une norme (AFNOR NF T 20-043, 1985).

Un mode opératoire a aussi été établi par l’OCDE en 1995.

L’annexe 2 présente le mode opératoire utilisé, pour la détermination du Kow, par les

laboratoires Wolff-Environnement (Evry - 91).

Le mode opératoire permettant de déterminer le Kow peut être résumé comme suit :

� Après préparation d’une solution d’octanol contenant la substance organique à

étudié, la méthode consiste à mélanger cette solution avec une certaine quantité d’eau.

� Après mélange et centrifugation, les deux phases (octanol et eau) sont séparées et la

concentration de la substance est mesurée dans chaque phase par une méthode d'analyse

adaptée.

La valeur du Kow est déterminée par le rapport des concentrations de la substance étudiée dans

l’octanol sur la concentration dans l’eau, comme illustré dans la figure 6 :

Kow = Coctanol / Ceau

Figure 6 : Estimation du Kow



3.4.1.2 Estimation à partir de la solubilité

D’une façon générale, il semble que l’augmentation de l’hydrosolubilité entraîne la

diminution du potentiel de sorption d'une substance polluante dissoute par le sol.

La valeur du Koc peut ainsi être estimée à partir de la valeur de solubilité du composé étudié.

Plusieurs relations ont été établies et sont reportées dans le tableau n° 4.

Equations Composés Références

Log Koc = 0,44 – 0,54 Log S

S en fraction molaire ; r² = 0,94

Divers composés Karickhoff, Brown and Scott,

1979

Log Koc = 3,64 - 0,55 Log S

S en mg/l

Divers composés Kenaga 1980

Log Koc = 4,273 – 0,686 Log S

S en mg/l

Divers composés Means et al. 1980

Log Koc = 3,95 – 0,62 Log S

S en mg/l

Divers composés Hassett et al., 1983

Log Koc = 0,001 – 0,729 log S

S en mol/l ; r² = 0,996

Divers composés Chiou, Porter and Schmedding,

1983

Tableau 4 : Equations empiriques permettant l’estimation du Koc en fonction de la solubilité

(d’après Fetter 1992)

Ces relations ont cependant été établies pour des conditions spécifiques de température, de pH

et de composition saline de la solution utilisée.

Les relations entre le Koc et la solubilité S ainsi réalisées ont donc fortement été influencées

par les conditions pour lesquelles chacune des expériences a été établie.

3.4.1.3 Estimation à partir de la structure moléculaire

Cette méthode utilise des relations établies entre des paramètres liés à la structure

moléculaire du composé étudié et sa valeur propre de Koc.

Cette méthode est principalement utilisée en l’absence de données sur la valeur du Kow ou de

la solubilité de la substance considérée.



Pour une molécule donnée, plusieurs types et ordres d’indices de connectivité moléculaire

(Molecular Connectivity Indices : MCI) peuvent être calculés. Les informations sur la taille

moléculaire, les ramifications, la présence de cycle, les insaturations et les hétéro-atomes contenus

dans la molécule sont incluses dans cet indice.

L’avantage de cette méthode est quelle n’utilise aucune donnée expérimentale pouvant

interférer sur l’estimation du Koc.

Cette méthode est expliquée en détail dans l'ouvrage de Boethling & Mackay (2000).

3.4.2 Test batch en laboratoire

La mesure du Kd en laboratoire est la méthode la plus utilisée.

Elle consiste à mélanger dans un récipient une quantité connue de sol étudié (Msed) avec un

volume connu (V) d’une solution de substance polluante à concentration initiale (C0) connue.

Après mélange puis repos jusqu'à l’obtention d'un état d'équilibre (de 1 à 7 jours), le mélange

est séparé par centrifugation ou filtration.

La concentration en substance polluante dissoute (C1) est alors mesurée dans le surnageant

(cf. figure n° 7).

Des précisions sur cette technique de détermination du Kd peuvent être obtenue à la lecture

des documentations de l’US-EPA récemment publiées et consacrées entièrement à ce paramètre

(1999, vol I et II) ; le mode opératoire de cette technique de détermination du Kd est par ailleurs donné

en annexe n°3 du présent rapport.



Figure 7 : Schéma de principe de la méthode de détermination

du Kd par batch-test (US-EPA - 1999, 1991).

La quantité de polluant fixée sur les particules solides est donnée par la formule :

A = Vw (C0 – Ci) / Msed

Cette équation est ensuite utilisée pour calculer la valeur du Kd.

On obtient ainsi l’équation finale :

Kd = A / Ci = Vw (C0 – Ci) / (Msed .Ci)Dans le cas des composés organiques, cette expérience inclue aussi les phénomènes de

biodégradation du composé considéré. La valeur du Kd s'en trouve ainsi est légèrement surestimée.

L’expérience ainsi réalisée doit aussi comprendre la détermination du Kd sur un flacon dit

"blanc", identique à celui utilisé pour le test utilisant l'échantillon de sol et la substance polluante

considérés, afin de pouvoir déterminer l’éventuelle part de l'adsorption sur les parois du flacon.

Il est important de noter, au niveau de l’interprétation des résultats, que cette méthode de



mesure du Kd ne prend pas en compte le fait que la substance soluble considérée (le polluant testé)

peut être adsorbée ou fixée sur les particules éventuellement présentes en solution.

Ces éventuelles phénomènes de précipitation sont donc inclus au niveau du résultat et de

l'interprétation finale issue cette mesure.

Si la valeur du Kd doit être utilisée dans un calcul de potentiel de transport d'une substance

polluante au sein d'un milieu aquifère, nous rappelons que seuls les phénomènes de sorption sensu

stricto doivent être prise en compte.

En utilisant la méthode décrite plus haut, le coefficient de retard ainsi déterminé à partir de ce

test en laboratoire peut donc être surestimé.

3.4.3 Test batch in situ

La mesure in situ du Kd consiste en premier lieu à échantillonner un certain volume du milieu

aquifère saturé, représentatif de la nappe contaminée étudiée (eau + terrain), puis à mesurer sur chaque

phase, après séparation, la concentration en éléments recherchés.

Cette méthode a pour avantage de fournir des données assez réalistes par rapport au site

étudié, lorsque les équilibres physico-chimiques entre les éléments adsorbés et ceux restés en solutions

sont atteints.

Cependant cette méthode reste limitée au niveau analytique.

En effet, les quantités d’échantillons récupérés sur le terrain sont en général assez faibles, et

les concentrations sont généralement proches des limites de détection des appareils de mesure.

Les erreurs de mesure peuvent donc être assez conséquentes.

Il est aussi difficile de mesurer une concentration réellement représentative de la part de

substances polluantes restées fixées sur la phase solide du milieu considéré, car ces dernières sont en

partie remises en solution au moment d'effectuer l'analyse.

3.4.4 Test sur colonne



Une troisième méthode consiste à déterminer le coefficient de retard à partir d’essais sur

colonnes. Dans ces essais, une colonne de sol est préparée ainsi qu’une solution contenant un traceur

non adsorbant et la substance polluante étudiée que l’on élue au travers de la colonne (Figure n° 8). Les

concentrations en traceurs et en substances polluantes sont mesurées en sortie de colonne.

Le coefficient de retard (R) est estimé par le rapport entre le volume (V2) de la substance

polluante éluée au travers de la colonne de sol, et le volume (V1) du traceur ainsi élué :

R = V2/V1

Connaissant les caractéristiques physiques de l'échantillon de sol utilisé dans le test (porosité

totale, porosité efficace et densité), il est possible d’en déduire une valeur de Kd.

Figure 8 : Schéma du protocole de mesure du Kd sur colonne (US-EPA - 1999).

3.4.5 Méthode de modélisation sur le terrain

Des informations spécifiques obtenues sur un site pollué lors des études de réhabilitation ou

de faisabilité de traitement peuvent, dans certains cas, être utilisées en vue d’estimer le coefficient de

retard de la substance polluante étudiée.

Le coefficient de retard peut dans certain cas être estimé à partir des courbes d’élution

recueillies au niveau des puits de surveillance et de contrôle de la nappe contaminée, où encore à partir



des profils de distribution de la ou des substance(s) polluante(s) étudiée(s).

Les coefficients de retard sont estimés en divisant la vitesse d'écoulement moyenne de l’eau

(Ve) par la vitesse de transfert de la substance polluante (Vp) :

R = Ve / Vp

La vitesse d'écoulement de l’eau peut être estimée à partir de la loi de Darcy et de la

connaissance de la porosité ou encore à partir d’un essai de traçage (voir chapitre 2).

La vitesse de transfert d'une substance polluante peut être estimée en divisant la distance

moyenne parcourue au sein de la nappe souterraine (cf. longueur du panache polluant ou distance entre

le front de pollution et le terme source atteignant la nappe) par le temps normalement nécessaire pour

parcourir cette distance par une particule d'eau non chargée en polluant dissous (cf. Darcy : mouvement

convectif pur).

Il est nécessaire de connaître la date de la contamination initiale de la nappe souterraine, ainsi

que les concentrations en substances polluantes au droit et à l'aval hydraulique du panache polluant

pour pouvoir localiser au mieux le front de pollution...

Cette estimation ne prend cependant pas en compte les phénomènes dispersifs (cf. chapitre 1).

3.4.6 Avantages et inconvénients de chaque méthode

Le tableau n° 5 reporté dans les pages suivantes est issu des documents de l’US EPA

consacrés au Kd (1999) ; il fait une synthèse sur les avantages et les inconvénients de chacune des

méthodes de détermination du coefficient de partage Kd.



Méthodes pour la détermination du Kd

Batch Méthode in situ Méthode sur colonne Modélisation de terrain Koc

Données minimales d’entrées

� Msed

� Ci

� C0

� Vw

� Ci

� Ai

� C0

� φ ou φe

� Rparticule

� > 10 C effluent

� C0 traceur

� Temps

� Csource

� C puits

� Temps

� Distance

� Vw

� φ ou φe

� Diffusion ou coef. de dispersivité

� Koc

� Foc

Avantages

� Faible coût

� Rapide

� Mesure in situ

� Conditions d’équilibre

� Phases solide et liquide sont dans

les mêmes conditions que le

modèle

� Peut mesurer la sorption dans les

conditions de flux du milieu

considéré

� Mesure l’effet de

l’hydrodynamisme

� Peut mesurer les effets des

phénomènes chimiques (plusieurs

espèces chimiques, réversibilité)

� Reflète les conditions du milieu

(flux, conditions géochimiques)

� Méthode d’estimation indirecte

juste

� Utilisation constante des tables de

valeurs de Koc

� foc facile à mesurer

� Koc corrélable avec le Kow pour de

nombreux composés



Inconvénients


� Fourni des données à l’équilibre

mais les conditions de terrain ne le

sont pas forcément

� Les éléments complexés ne sont

pas considérés

� Meilleur mélange dans le batch

que dans la nature

� Utilise une rapport solution/sol

très différent de celui de l’aquifère

� Expérience mesure l'adsorption à

la place de la désorption ; la

désorption est généralement

beaucoup plus lente que

l’adsorption

� Ne considère pas les différentes

formes chimiques

� Coût élevé de collecte des

échantillon

� Limite de détection élevée pour la

mesure du polluant sur la phase

solide

� Données spécifiques au site

� Ne peut faire la différence entre

l’adsorption, la précipitation, et

les composant structuraux du sol

� Le flux au travers de la colonne

n’est pas à l’équilibre. Les

résultats ne peuvent donc être

comparés avec d’autres conditions

de flux.

� Mesure directement le R. le Kd

doit donc être calculé selon des

hypothèses sur la relation entre R

et le Kd

� La valeur du Kd varie

communément en fonction de la

vitesse de l’eau et donc des

dimensions de la colonne utilisée

� Equipement relativement cher

� Nécessite beaucoup de temps

� Expérience complexe

� Résultats difficiles à interpréter

(pics non asymétriques ou absence

de pic)

� Peut faire intervenir des processus

secondaires affectant le transport

(effet des colloïdes)

� Kd vraiment spécifique au site

� Kd spécifique au modèle de

transport

� Nécessite de nombreuses

hypothèses sur les écoulements

d’eau (flux linéaire et uniforme)

� Mesure R ; nécessite des

hypothèses pour calculer le Kd

� Ne sait pas si le site est à

l’équilibre

� La valeur du Kd est améliorée

avec l’augmentation du nombre de

données de terrain

� Les calculs peuvent être complexe

� Seulement pour les composés

organiques

� Plus le polluant est hydrophobe,

plus la valeur du Kd sera exacte et

vice versa avec les polluants

hydrophiles



Hypothèses de calculs du Kd


� Flux adsorption = flux de

désorption

� Seulement 1 type de surface

d’adsorption

� Seulement 1 polluant dissous

� A>>>Ai …

� Activité Ai = 1

� Equilibre atteint à la fin de

l’expérience

� Pas adsorption sur les colloïdes

� Pas de précipitation due à une

concentration initiale supérieure à

la solubilité du polluant

� Idem méthode du batch en

laboratoire

� Mesure du polluant adsorbé peut

être différenciée de ses précipités

et des constituants minéraux

� Doit présumer d’une relation entre

R et le Kd

� Flux d’eau et le coefficient de

dispersion sont constants

� Doit présumer d’une relation entre

R et le Kd

� Connaître φ et φe

� Bonne connaissance du flux et de

la vitesse de déplacement du

panache

� La sorption est uniforme sur tout

le site


laboratoire

� Composé organique s’adsorbe

uniquement sur la matière

organique



Hypothèses sur l’application de la mesure du Kd dans les modèles de transport


� Adsorption du soluté est linéaire

et indépendante de la

concentration initiale

� Adsorption du soluté est

réversible

� Les mouvements du soluté sont

assez lents pour qu’il existe un

équilibre entre le soluté et le sol

� Conditions géochimiques du batch

sont similaires aux conditions

présentes dans l’aquifère

� Température et pression dans le

batch sont identiques aux

conditions de l’aquifère

� Mélange dans l’aquifère est

identique que dans le batch

� Différence entre le rapport sol/eau

n’est pas important dans le calcul

du Kd


laboratoire

� Plus facile d’utiliser la valeur de R

calculée dans les modèles de

transport que la valeur estimée du

Kd. Il n’est donc pas nécessaire de

faire les hypothèses de calcul du

Kd

� Si la valeur R est utilisée dans les

modèles et les conditions de flux

d’eau dans la colonne sont

identiques a celle du terrain, les

hypothèses concernant les

conditions d’équilibre ne sont pas

nécessaires

� sans � Idem méthode du batch en

laboratoire

Tableau 5 : Tableau de synthèse sur les avantages et les inconvénient de chaque méthode de détermination du Kd. (US-EPA - 1999).



3.5 Paramètres physico-chimiques influençant le Kd

De nombreux facteurs peuvent influencer les phénomènes de sorption des composés

organiques et inorganiques tranférés sous forme soluble dans les sols saturés. Les principaux

facteurs sont la température, le pH, la présence de colloïdes, la concentration en sels ou la

capacité ionique de la solution considérée. Leurs effets sont surtout marqués pour les

molécules organiques ionisées (composés acides, composés chlorés, …) et sur les cations

métalliques. Généralement, pour les autres composés organiques qui se fixent principalement

par des liaisons hydrophobes avec la matière organique du sol, les phénomènes de sorption

sont peu influencés par ces paramètres.

Les variations de température ont surtout pour effet de modifier la solubilité des

polluants dans l’eau. Les relations précédemment établies (voir chapitre 3.4.1.2.) ont mis en

évidence une relation entre la solubilité et le taux d’adsorption. Une augmentation de la

température à pour effet d’augmenter la solubilité et donc de diminuer la sorption sur le sol.

Le pH de la solution d’un sol est l’un des principaux paramètres pouvant affecter la

mobilité des composés organiques. En effet, il gouverne les interactions solide-liquide des

molécules ionisées en faisant varier leurs solubilités, mais il affecte également les molécules

non ionisées en modifiant les charges des surfaces minérales ou organiques et détermine ainsi

un mécanisme d’interaction prépondérant. Les composés acides, tels que les phénols, les

catéchols et les acides organiques, peuvent gagner ou perdre un proton en fonction du pH. Les

ions résultants sont beaucoup plus solubles et moins hydrophobes que leur forme neutre.

Ainsi, les formes ioniques ont de plus faibles valeurs de Koc.

De même, la présence de matière organique colloïdale entraîne une diminution de la

sorption des composés organiques sur la phase solide du sol. Cette fixation des polluants sur

les colloïdes à pour conséquence de permettre leur mobilité au sein des eaux circulant dans

l’aquifère. Ce phénomène permet, par exemple, d’expliquer les transferts de l’uranium ou du

plutonium ionique dans un aquifère malgré leur très forte valeur de Kd. Leur présence peut,

dans le cas de la mesure du Kd sur colonne, entraîner un légère diminution de la valeur

effective du Kd.



4 Taux de biodégradation

4.1 Généralités

La biodégradation entraîne une disparition des composés organiques ou non

organiques présents dans le milieu aquifère. La prise en compte de la biodégradation est donc

indispensable pour permettre de prédire de manière satisfaisante et "la plus réaliste possible"

le potentiel de transfert et le devenir des éventuelles substances polluantes dissoutes.

Le processus d’élimination des substances chimiques des sols et des eaux

souterraines est essentiellement dû à la présence de micro-organismes. De part leur quantité

très importante et leur fort pouvoir métabolique, les bactéries sont les principaux acteurs de la

biodégradation en milieu souterrain. Cependant, l’action des champignons ne peut être

négligée.

La biodégradation est liée à de nombreux paramètres et caractéristiques physico-

chimiques et comportementaux du sol ou du milieu aquifère récepteur. L'oxygène dissous

dans l’eau contenue dans le sol est utilisé par les bactéries comme accepteur final d’électrons,

permettant ainsi leur métabolisme en milieu aérobie. En l'absence d’oxygène, les bactéries

utilisent par ordre de préférence : les ions nitrates, les ions nitrites, les ions ammoniums ou les

ions ferriques. Les métabolismes issues de ces réactions constituent les voies de métabolismes

anaérobies.

En fonction de leur structure chimique (ramification, présence de cycle benzénique,

de fonctions organiques diverses), les composés organiques ne seront pas dégradés selon les

mêmes cinétiques de réactions chimiques. De même, il ne seront pas tous aussi facilement

dégradés les uns par rapport aux autres. Certains composés organiques ne seront pas

dégradables dans les conditions naturelles des terrains aquifères. Fetter (1992) et Boetling and

Mackay (2000) fournissent de nombreux exemples de processus de dégradation pour certaines

familles de composés organiques.

Du fait de l’activité biologique induite par les processus de biodégradation, ce

phénomène est soumi à des facteurs purement biotiques tels que la compétition et la prédation

entre bactéries, et à des facteurs abiotiques comme la température, le pH, le potentiel Redox,

les concentrations en sel nutritifs, la salinité. Mais, elle est aussi fonction de la concentration

en substances polluantes. A de faibles concentrations, le polluant est difficilement disponible



pour les bactéries. Les bactéries ne peuvent alors s’adapter et entraîner sa métabolisation. A

l’inverse, en cas de fortes concentrations, la toxicité du polluant peu interdir tout

développement bactérien et donc sa biodégradation. Des recherches et de nombreuses

observations de terrain ont montré qu’en cas de pollution accidentelle, un temps

d’acclimatation était nécessaire aux bactéries avant de pouvoir dégrader certains types de

polluants organiques.

Comme décrit précédemment, la biodégradation est un phénomène complexe faisant

intervenir de nombreux facteurs. Cependant, différents modèles cinétiques permettent de

décrire mathématiquement ces processus et donc de les intégrer aux modèles analytiques ou

numériques en transport de polluants dans les nappes souterraines. Trois modèles sont

principalement utilisés, le modèle de dégradation de premier ordre (le plus couramment

utilisé), le modèle de dégradation instantanée, et le modèle de Monod.

La biodégradation des composés organiques dans les aquifères a fait l’objet de

nombreux études et publications : de nombreuses références de publications et d'ouvrages sur

ce sujet sont reportées en annexes n° 1.1 et 1.2.

4.2 Modèles de calcul de la biodégradation

4.2.1 Modèle de premier ordreLa biodégradation des composés organiques se rapproche de la désintégration des

composés radioactifs ou des substances dites "instables" dans leur comportement.

La décroissance d’une substance polluante dissoute est prise en compte dans les

modèles analytiques ou numériques par la résolution d’une équation différentielle

du type : δδδδc / δδδδt = - λλλλ*c , ce qui, après intégration, donne : c = co * e -λλλλt , expression qui

défini, en fonction du temps t, la décroissance exponentielle par biodégradation d’une

concentration initiale en polluant co.

On en déduit, comme pour un composé radioactif, la période de demi-vie par

biodégradation d’un composé organique : T ½ = ln2 / λλλλ , d’où λλλλ = 0,693 / T ½.

La valeur de λλλλ est directement calculée à partir de T ½ , dont la valeur est donnée

par la littérature pour les composés organiques les plus courants. Une liste de valeurs, non



exhaustive, est fournie en annexe n° 4.3 pour quelques HAP.

La biodégradation des composés organiques, comme les hydrocarbures, entraîne la

disparition d’une masse λλλλ*c prise en compte par les modèles analytiques ou numériques dans

la résolution de l’équation en transport de polluants en milieu poreux saturé.

4.2.2 Réaction instantanéeLes travaux de modélisation conduits par GSI (Groundwater Service, Inc) indiquent

que les expressions de dégradation de premier ordre peuvent ne pas décrire l’ensemble des

processus d’atténuation naturelle telle la biodégradation aussi bien que les réactions

instantanées supposées (Connor et al., 1994). La biodégradation des polluants organiques

dissous dans les eaux souterraines est plus difficile à quantifier si on utilise une équation de

dégradation de premier ordre du fait qu’on ne considère pas les limites, en quantité et en

efficacité, des accepteurs d’électrons. Une estimation plus réaliste des effets de la

biodégradation peut être réalisée en incorporant une équation de réaction instantanée dans un

modèle de transport.

Le modèle conceptuel de réaction instantanée est basé sur les hypothèses suivantes :

• Les eaux en amont de la source de pollution contiennent des accepteurs d’électrons ;

• Comme les eaux traversent la zone source de pollution, les liquides en phase non aqueuse

(NAPLs) et les sols contaminés relarguent des hydrocarbures, dans le cas de sites

contaminés par des carburants par exemple, ou tout autre polluant à l'état dissous ;

• Les réactions biologiques se produisent jusqu'à ce que les accepteurs d’électrons

disponibles soient consommés (2 exceptions existent pour ce modèle : les réactions du fer

où l’accepteur d’électrons, le fer ferrique (Fe(III)), est solubilisé à partir des minéraux

présents dans la matrice de l’aquifère ; et les réactions du méthane (CH4), où l’accepteur

d’électrons, le gaz carbonique (CO2) est issu des produits finaux de réaction. Pour ces

réactions, les produits finaux du cométabolisme, fer ferreux (Fe(II)) et CH4, peuvent être

utilisés comme intermédiaires de la biodégradation qui peut se produire lors des réactions

(bio)chimiques de réduction du fer et de méthanogénèse).

• La quantité totale d’accepteurs d’électrons disponibles pour les réactions biologiques peut

être estimée par :



a) Le calcul de la différence de concentration en O2, NO3- et SO4²- entre les eaux

situées en amont de la source et celles situées au droit de la source elle-même ;

b) La mesure de la production des produits métaboliques (fer ferreux et méthane)

au niveau de la source.

• En utilisant la stoechiométrie, il est possible de développer un "facteur d’utilisation"

représentant le ratio de l’O2, NO3- et SO4

2- consommés par rapport à la masse

d’hydrocarbures dissous (ou autres) dégradée dans les réactions biochimiques.

Lorsque les concentrations en accepteurs d’électrons disponibles ou les concentrations

de produits finaux sont divisés par les facteurs d’utilisation appropriés, il est possible de

développer une estimation de la « capacité de biodégradation »

(Biodegradation Capacity : BC) des eaux souterraines transitant au droit de la zone source de

pollution et aussi des terrains aquifères situés au niveau du panache aval.

BC CF

i

i

=∑

avec :

• BC : Facteur de biodégradabilité [mg/l]

• Ci : Concentration ou variation de concentration de l'accepteur d'électron i [mg/l]

• Fi : Facteur de correction de l'accepteur d'électron i [-]

Ce type de modèle est utilisé dans les logiciels Bioscreen et Bioplume III

développés et distribués gratuitement par l'US-EPA.

4.2.3 Modèle de MonodLe modèle de Monod est basé sur l’équation de Michaelis & Menten de dégradation

de substrat par des enzymes.

Ce modèle est basé sur un certain nombre d’hypothèses simplificatrices qui

permettent de prendre en compte un minimum de facteurs affectant la cinétique de

biodégradation. Les facteurs concernés sont la concentration en substrat et le nombre de

micro-organismes adaptés à sa biodégradation.

Si l’on veut faire intervenir d’autres facteurs tels que la concentration en oxygène, la

présence d’autres substrats ou encore la possibilité de fixation du substrat sur la matière



organique, il faut introduire des termes complémentaires dans l’équation de base.

Le bilan de masse relatif à une dégradation pour un état donné (C, B), par rapport à

un état initial (C0, B0), s’exprime de la manière suivante :

C0 + q B0 = C + qBSoit :

C0 + X0 = C + XCette relation suppose que la population en micro-organismes croît en fonction de la

consommation en substrat, ce qui revient à considérer que q reste constant au cours du temps.

Cette hypothèse est loin d’être vérifiée si l’on prend en compte le phénomène d’"adaptation"

des micro-organismes.

La quantité de substrat nécessaire au maintien cellulaire (ensemble du métabolisme

permettant la survie de la cellule sans qu’elle ne se reproduise) n’est pas prise en compte.

Le rendement des cellules est également supposé constant quelle que soit la

concentration en substrat.

La modélisation de Monod considère que le taux d’évolution dB/dt d’une

population est proportionnel au nombre d’individus B, soit :

dB/dt = λλλλ B

Dans cette équation, λλλλ a la dimension inverse d’un pas de temps [T-1].

Ceci conduit à une croissance exponentielle de la population et n’est vrai que si

aucune limitation n’intervient (manque de substrat notamment).

L’idée de Monod consiste à introduire l’effet de concentration en substrat dans le

coefficient λλλλ, soit :

λλλλ = λλλλmax . C / (C + Ks)

λλλλmax est le taux maximal de dégradation du substrat dans les conditions définies et

Ks une constante d’affinité du micro-organisme pour le substrat considéré.

Les relations précédentes aboutissent à la relation suivante :

dC / dt = λλλλmax . (( C(C0 + X0 – C )) / (C + K)Cette équation donne la variation temporelle non linéaire de la diminution en

substrat.



Elle peut être simplifiée en fonction des conditions particulières du système

considéré, comme indiqué dans le tableau n°6 reporté en page suivante.

Forme différentielle et paramètres

Forme intégrée

Conditions

Ordre zéro (I) - dC / dt = λ1 avec λ1 = λmax X0

C = C0 - λ1 t

X0 >> C0

C0 >> Ks

Monod sans croissance - dC / dt = λ2 C / (Ks + C) avec λ2 = λmax X0

Ks ln (C / C0) + C – C0 = - λ2t

X0 >> C0

Premier ordre - dC / dt = λ3 C avec λ3 = λmax X0 / Ks

C = C0 e - λ3Τ

X0 >> C0

C0 << Ks

Logistique - dC / dt = λ4 C / (C0 + X0 - C) avec λ4 =

λmax (λmax / Ks)

C = (C0 + X0) / (1 + (X0/C0) e λ4(C

O+ X

O)t

C0 << Ks

Monod avec croissance - dC / dt = λmax C(C(C0 + X0-C)/ (C+Ks))

Ks ln (C/C0) = (C0 +X0 + Ks) ln (X/X0) –

(C0 + X0) λmax

logarithmique - dC / dt = λmax (C0 + X0-C)

C = C0 + X0 (1 – e µmax t)

C0 >> Ks

Tableau 6 : Le modèle de Monod, ses différentes expressions simplifiées et ses formes

intégrées (d’après Scow et al. 1986)

La figure n° 9 ci-après présente les courbes de variation des concentrations relatives

en substrat (C/C0) obtenues avec 4 des équations décrites ci-dessus, et pour des valeurs de

λλλλmax, X0, C0 et Ks supposées constantes pour chaque modèle.



Figure 9 : Cinétique de dégradation obtenues pour différentes simplifications du

modèle de Monod : I (ordre zéro) ; III (premier ordre) ; IV (logistique) ;

VI (logarithmique).

Dans le cas de pollutions diffuses, et même dans presque tous les cas, la biosynthèse,

au dépend des molécules xénobiotiques, est nulle ou négligeable.

Le modèle de Monod sans décroissance apparaît donc comme le plus adapté pour

permettre de décrire les phénomènes de biodégradation de substances polluantes dissoutes

présentes dans les sols et les aquifères en milieu naturel.



ANNEXE 1 : Bibliographie

Annexe 1.1 : Bibliographie consultée ou utilisée



Bibliographie consultée ou utilisée :

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Annexe 1.2 : Bibliographie sur le Kd et les paramètres de transport de polluants

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Annexe 1.3 : Liste de sites internet à consulter

(Liste non-exhaustive…)



1). Sites francophones :

ADEME : Agence de l'environnement et de la maîtrise de l'énergie : http://www.ademe.fr/

Centre de Technologie Environnementale (Canada) : De nombreuses informations surl'environnement, les pollutions, les risques, les produits (dont hydrocarbures etsolvants...), des publications, des informations, des calculs en ligne de potentielpolluant, etc. : http://www.etcentre.org/

CSHPF (Conseil Supérieur d'Hygiène Publique de France) : Pollution par lesHydrocarbures (Erika) : http://www.sante.gouv.fr/htm/dossiers/index_erika.htm

BRGM : Hydrogéologie et Transfert de polluants - Logiciels téléchargeables :http://software.brgm.fr

FASP : Forum Actualités Sites Pollués (BRGM_MATE) Réglementation, Outilsméthodologiques, Inventaires, Données utiles, Groupes de travaux UE,Documentation, Acteurs, Actualités, Programmes de R&D, Formations, Conférences,Questions fréquentes, Glossaire... TOUT sur les Sites Pollués en France...http://fasp.brgm.fr/

INERIS : Présentation de l'INERIS – Rapports et données récupérables en ligne :http://www.ineris.fr/

INFOTERRE : Le site d'information sol / sous-sol du BRGM :http://basias.brgm.fr/infoterre.asp

Lutte contre les pollutions des sols : Synthèse, liens, dossiers, guides, rapports, etc. fournisen ligne par le MATE http://www.environnement.gouv.fr/dossiers/sols/

MATE : Ministère de l'Aménagement du Territoire et de l'Environnement : des infosjuridiques et pratiques, des données, des News, des liens, recherches par thèmes, etc.http://www.environnement.gouv.fr/

MODHYDROPOLL : Nombreux liens vers des sites Internet concernant l'hydrogéologie, lapollution des sols et des eaux, la modélisation en écoulement et en transport, les basesde données sur les substances polluantes, les institutions, les centres de recherche, etc.: http://groups.yahoo.com/group/modhydropoll/links

Pôle de Compétences sur les Sites et Sols pollués - Nord Pas-de-Calais :http://www.polesitessolspollues-npdc.prd.fr/



2). Sites internationaux :

AFCEE : Air Force Center for Environmental Excellence http://www.afcee.brooks.af.mil

Base de données sur les Polluants organiques : Entrez une formule ou un nom de composéorganique, vous obtenez ses caractéristiques physico-chimiques :http://www.colby.edu/chemistry/cmp/cmp.html

BATELLE : Publications de l'Institut Batelle (USA) :http://www.batelle.org/bclscrpt/bookstore/bookstore.dbm

Center for Groundwater Studies : http://www.groundwater.com.au/default2.asp

CHEMFINDER : Propriétés des substances polluantes : http://www.chemfinder.com

CHEMIE.DE Information Service : TOUT sur la Chimie des Substances chimiques, avecen plus de nombreux outils et de nombreux liens vers d'autres sites Internethttp://www.chemie.de/index.php3?language=e

CLU-IN - US-EPA : What's Hot ? What's New ? : Technology Innovation Office : Lesderniers évènements et les prochaines sessions de conférences et de formations surl'Environnement et la Dépollution des sites et sols contaminés : http://www.clu-in.org/live/

CSMOS : Office of Research and Development National Risk Management ResearchLaboratory Subsurface Protection and Remediation Division : Logiciels etManuels distribués par l'US-EPA : http://www.epa.gov/ada/csmos/models.html

COMPOUND-Web : Compounds stored in the FACT inorganic pure substances database :http://www.crct.polymtl.ca/fact/web/compweb.htm

DATALOG Chemical Search : Trouver un numéro CAS, des informations et des référencespour une substance donnée : http://esc.syrres.com/efdb/Datalog.htm

Data for General, Inorganic, Organic, and Physical Chemistry : Base de données en lignesur les propriétés des composés organiques et inorganiques :http://wulfenite.fandm.edu/Data%20/Data.html

Department of Defense Federal Advisory Committee (DERTF) :http://www.dtic.mil/envirodod/brac/dertf.html

Environmental Institute for Continuing Education (EICE) : EICE has partnered withseveral software technology companies so that we may offer various tools that areapplicable to the environmental industry : http://www.enviro-institute.com/

EQWin : The Environmental Quality Data Management System for Windowshttp://www.eqwin.com/



EPA : Use of monitored natural attenuation at Superfund, RBCA, and Underground storagetank sites : http://www.epa.gov/swerust1/directiv/9200_417.htm

EPA : Natural Attenuation. : http://www.epa.gov/swerust1/cat/natnatt.htm

EPA : Commonly asked questions regarding the use of natural attenuation for petroleum-contaminated sites at federal facilities : http://www.epa.gov/swerffrr/petrol.htm

EPA : BIOSCREEN : http://www.epa.gov/ada/bioscreen.html

ETH-Zürich : Site du Département de la Protection des Sols (Institut d’Ecologie Terrestre)(Suisse). : http://www.ito.umnw.ethz.ch/SoilProt/

Federal Remediation Technologies Roundtable : Des centaines de liens, des dizaines derapports récupérables en ligne ou à consulter : http://www.frtr.gov/

Frankfurt(oder) / carl-friedrich fachbereich chemie : Tout sur les substances chimiques(en allemand) : http://gauss.euv-frankfurt-o.de/~chemie/

Georef - Envirobrowser : Base de données sur les propriétés des terrains aquifères et dessubstances polluantes (Canada) : http://www.georef.com/products.html

Groundwater Primer : De nombreuses informations en lignes sur l'hydrogéologie et letransport de substances polluantes en milieu souterrain :http://www.ce.vt.edu/program_areas/environmental/teach/gwprimer/gwprimer.html

IRIS : Integrated Risk Information System : The redesigned IRIS Web site has newfeatures such as multiple substance reporting, several different ways to search the Website, and a snapshot or "QuickView" for each IRIS substance :http://www.epa.gov/iriswebp/iris/index.html

KowWin Demo : Calcul du Kow en ligne : This on-line interactive demo will calculate logP (octanol-water partition coefficient) and retrieve experimental log P data from ourexperimental database of 13,000 compounds :http://esc.syrres.com/interkow/kowdemo.htm

Levine Fricke (Californie - USA) : Nombreuses informations techniques et scientifiquesmises en ligne sur le devenir et le transport des substances polluantes en milieusouterrain : http://www.lfr.com/

Liens vers sites concernant la physico-chimie et la toxicologie des composés organiques :De très nombreux liens par catégories de substances chimiques :http://www.lib.lsu.edu/sci/chem/resources.html

MTBE : Strategies for Characterizing Subsurface Releases of Gasoline Containing MtBE(API : American Petroleum Institute) : http://www.api.org/mtbe



Organic Compounds Database : This 2483 compound database has been compiled byHarold M. Bell at Virginia Tech. : http://www.colby.edu/chemistry/cmp/cmp.html

OSHA : Occupational Safety & Health Administration - U.S. Dept of Labor : Index ofSampling & Analytical Methods : http://www.osha-slc.gov/dts/sltc/methods/toc.html

PHYSPROP Database : Base de données sur les propriétés physiques des substanceschimiques (Version de démonstration) : http://esc.syrres.com/interkow/physdemo.htm

Propriétés Géochimiques des Substances polluantes : Des centaines de liens vers des sitesayant trait aux Propriétés Géochimiques des Substances polluantes :http://www.ussc.alltheweb.com/cgi-bin/search?type=all&query=geochemical+data+on+chemicals&exec=FAST+Search

Properties of Crude Oils and Oil Products : Propriétés des huiles minérales / pétrolesprovenant des divers lieux de production / exploitation à travers le monde :http://www.etcentre.org/cgi-win/oil_prop_cgi.exe?Path=\Website\river\

Properties of Some Organic Compounds : Liste des propriétés de qques composésorganiques parmi les plus fréquemment rencontrés dans les études de pollution desols/nappes : http://blues.fd1.uc.edu/www/geology/org-cont/refer/propert.html

RIVM : National Institute of Public Health and the Environment (Pays-Bas) :http://www.rivm.nl/index_en.html

SOILS : Rapid screening of polluted soil Bitumina-mineral interactions Immobilisation ofsoil cleaning residues Nonlinear Transport Phenomena in Porous Media Oil-spills andin situ cleaning techniques Geophysical characterisation of polluted areas, etc. :http://www.interduct.tudelft.nl/EnvEnrg/soil.html

Solubility Parameters on the Internet :http://wwwchem.murdoch.edu.au/staff/barton/parameters.html#t

SRC's Databases : De nombreux liens vers des Bases de Données :http://esc.syrres.com/interkow/database.htm

Table of the Properties of 200 Linear Macromolecules and Small Molecules :http://web.utk.edu/~athas/databank/intro.html

Total Petroleum Hydrocarbons Criteria Working group :http://voyager.wpafb.af.mil/text/Publications/tphcwg

Transport of Material in Subsurface Soil and in Groundwater Zone : Paramètres etparamétrage des modèles en écoulement et en transport de polluants (Finlande) :http://www.water.hut.fi/wr/kurssit/Yhd-12.126/oppimateriaali/paa_e.htm



University of Alberta - Chemistry : Tables of Chemical Data : Données sur les élémentschimiques... http://www.chem.ualberta.ca/courses/plambeck/p101/p0040x.htm

University of Minnesota : Biocatalysis / Biodegradation Database :http://umbbd.ahc.umn.edu/

University of Oklahoma : MSDS, liens vers d'autres sites (Cornell, etc.)http://www.pp.okstate.edu/ehs/links/msds.htm

USGS Ground-Water Software : Logiciels Hydrogéologie et Analyse de données :http://water.usgs.gov/nrp/gwsoftware/

Water Strategists Community : The place for water information and idea exchange :http://www.waterchat.com



ANNEXE 2 : Protocole de mesure du Kow

Mode opératoire utilisé par le laboratoire Wolff-Environnement pour la mesure du Kow





ANNEXE 3 : Protocole de mesure du Kd

Protocole de mesure du Kd par la méthode des tests-batchs en laboratoire

(US EPA, 1999)



US-EPA (1999)Appendix C

Standard Method Used

At Pacific Northwest National Laboratory

For Measuring Laboratory Batch Kd Values

The standard method reproduced below is used by the authors of this report and their coworkers at

the Pacific Northwest National Laboratory in Richland, Washington for the measurement of Kd

values. It is adapted from the procedure described in Relyea et al. (1980).1

1.0 APPLICABILITYThis procedure describes the method for measuring radionuclide distribution coefficients (Kd ’s) of

geologic material. This procedure includes descriptions for analyses of unconsolidated, loosely

consolidated, consolidated porous, and intact, impermeable geological materials.

2.0 DEFINITIONS• Cold wash: Contact of solid sample with nonradioactive groundwater for purposes of establishing

chemical equilibrium with nontracer aqueous constituents.

• Tracer: Radioactive element added to groundwater solution to indicate migration and retardation

events.

• Spiked groundwater: Groundwater with tracer.

• Blank tube: Centrifuge tube containing spiked groundwater but no solids.

• Radiation Work Procedure (RWP): This is a set of instructions for safe handling of radioactive

material in the laboratory. The RWP covers a number of topics and shall be read and understood

before performing any work in the laboratory.

3.0 RESPONSIBLE STAFF• Task leader

• Cognizant staff

4.0 PROCEDURE4.1 Materials

pH meter ; pH combination electrode 0-14 pH ; Magnetic stirrer ; Stir bars ; Scintillation

vials ; pH buffers ; Groundwater ; No. 18 stainless steel sieve (1 mm); No. 50 sieve (0.3 mm) ; Mortar

and pestle ; Analytical balance (accuracy within ± 0.01 g) - Refer to operation manual specific ; to

balance for use instructions ; 50 ml polycarbonate centrifuge tubes with screw caps ; Teflon tape ;



Groundwater ; Orbit shaker ; Centrifuge ; Vacuum pipets ; 0.45-micrometer polycarbonate membrane

filters ; Radioactive tracer ; Plastic bags

4.2 Safety Precautions

In using radioactive substances and/or solutions protective clothing should be used to reduce the

possibility of contamination. Each laboratory is supplied with a radiation work procedure (RWP)

which outlines the types and quantities of radionuclides permitted with instructions for handling.

Record the number of the RWP in the laboratory record book.

4.3 Sample Characterization

Before the Kd study perform the following analyses to characterize solid and groundwater samples

(perform groundwater analysis within one month prior to study). Include the following:

4.3.1 For groundwater

• pH

• bulk chemistry (Ca, Mg, Na, K, Cl, NO3 , SO4 , CO3 , HCO3 )

4.3.2 For solids

Mineralogy ; Surface area ; Cation exchange capacity ; Moisture content ; Particle size

analysis

Procedures which may be used to determine the above parameters are referenced at the end of

this document. Record all results.

4.4 Sample Preparation

4.4.1 Groundwater

4.4.1.1 Filter groundwater through a 0.45-µm polycarbonate membrane before it is

used in a batch Kd measurement.

4.4.1.2 If retardation parameters (such as pH, ionic strength, and complexing ligand

concentration) are to be studied, chemically analyze the synthetic or altered groundwater after

preparation and filtration and record results.

4.4.2 Solid

4.4.2.1 Unconsolidated Material. To remove particles greater than one millimeter

(>1.0 mm), the sample shall be wet-sieved with groundwater by passing the sample through a

No. 18 stainless steel sieve. If tests with the material are to be conducted in an inert

atmosphere or in a controlled atmosphere, rock samples are to be prepared under those same

atmospheric conditions. This requires minimum contact of the rock with air from the time it is

removed from the earth until the time the experiment is concluded. This condition holds for

Sections 4.5.2.2 and

4.4.2.2. The particle size shall be determined and reported with resultsfrom Section

4.3.



4.4.2.3 Loosely Consolidated Material. The sample shall be disaggregated by an

ultrasonic method or by hand with a mortar and pestle. A portion of the intact material shall be

preserved for dynamic testing. Disaggregation shall proceed no farther than that required to

reduce the sample to its natural grain size. Fresh surfaces will be exposed to weathering, but

this procedure should reduce fracturing of particles to a minimum. Remove particles >1.0 mm

as in Section 4.5.2.1. The particle size distribution after disaggregation shall be reported with

results in Section 4.3.

4.4.2.4 Consolidated Porous Material (and intact, impermeable rock). A portion of the

intact sample shall be preserved (and maintained under conditions that simulate those in situ)

for dynamic testing. The remaining sample is to be crushed to pass through a No. 18 sieve (<1

mm). Crushing must be accomplished by means that minimize the introduction of extraneous

material, such as metal filings, into the sample. The sample should then be wet sieved through a

No. 50 sieve (0.30 mm) to obtain particle sizes between 0.30 mm and 1.00 mm.

4.4.2.5 After samples have been sized (Sections 4.5.2.1, 4.5.2.2 or 4.5.2.3), they must

be homogenized to insure that the same particle size distribution is obtained for each subsample

to be studied.

4.4.3 Equilibrium

4.4.3.1 Prepare 50 ml polycarbonate centrifuge tubes with screw caps by obtaining

and recording tare weights and assigning identifications which are unique to each sample

tube.

4.4.3.2 After homogenizing, 1-g (1.0 g ± 0.01 g) samples are to be weighed (and

weights recorded) into centrifuge tubes. Wrap centrifuge tube threads with Teflon tape to

prevent leaks.

4.4.3.3 Thirty-milliliters of filtered, nonspiked (no radioactive tracer) groundwater is

added to each tube, including blanks with no soil, for a “cold” wash. The tube caps are to be

replaced before the tubes are placed on a shaker for a gentle overnight agitation (about one

oscillation per second).

4.4.3.4 Next centrifuge the tubes to separate solids and liquids. Removed the

solutions with a vacuum pipettes to prevent removal of the rock sample (some liquid will

remain in the tube).

4.4.3.5 Repeated the wash procedure twice more for a total of three cold

(nonradioactive) washes. Before the centrifuge step on the third wash, measure and record the

pH of the solid-solution. If the pH has changed from its natural equilibrium value as measured

in the field, the rock sample and groundwater have not yet re-established equilibrium.

Continue to wash until the pH is stable. A change in pH is most likely to occur with samples



of crushed rock (Section 4.4.2.3) because fresh surfaces (either rock or cementing agents)

have been exposed.

4.4.4 After removal of the third wash solution, each tube must be reweighed and theweight

must be recorded to determine the volume of excess solution left in each sample. Secure the cap of

each tube to prevent evaporation, which would result in an increased salt concentration in the

remaining solution. The excess solution volume is found by dividing the excess solution weight by the

solution density.

4.5 Addition of Tracer

4.5.1 The adding of tracer to a solution represents a critical step in the execution of

radionuclide migration studies. Two items must be carefully considered: (1) the total amount of tracer

added must be soluble in the volume of solution used and (2) the chemical composition of the

groundwater or synthetic groundwater must remain unchanged, except for the addition of the

radionuclide(s) to be studied.

4.5.2 Dry the tracers so that excess acid or base in the stock solution is removed. Do not dry

volatile tracers in acid media or they will be lost. The chemical produced by drying must be soluble in

the solutions used in experimentation. (An incorrect procedure would be to dry plutonium basic

media that would produce aninsoluble PuO2 or Pu[OH]4 precipitate.)

4.5.3 Exception to the dry-addition rule must be made in some cases for radionuclides that

have multiple oxidation states. When drying might change the tracer stock solution’s oxidation state--

such as Pu(VI) to Pu(IV)--tracer should be added to solution in as small a volume as possible with as

little excess salt and acid or base as possible. Otherwise, a dry, soluble, salt-free tracer shall be added

to groundwater.

4.5.4 Allow the tracer solution to sit for at least one week under conditions to be used in the

experiment (in equilibrium with air if the aquifer is in equilibrium with air, or under controlled

atmosphere conditions if the aquifer is not in equilibrium with air). Make any necessary adjustments

to pH during the equilibration time. Solution is to be filtered (0.45 µm) after equilibration prior to

contact with the geologic material.

4.5.5 Calculate and record the amount of tracer (mol/l) present in the groundwater just prior

to contact with the geologic material. Additionally, report any carrier isotope of the element added

with the tracer and any natural occurrence of the element in groundwater.

4.6 Rock and Groundwater Contact

4.6.1 Thirty milliliters (30 ml) of filtered groundwater containing the radioactive traceris

added to each sample tube containing one gram (1 g) of solid. In addition, 30 ml of spiked

groundwater is placed in each of three empty (blank) centrifuge tubes (prewashed as in Section 4.4.3).

The blank tubes are needed to detect sorption of tracer by centrifuge tube walls.



4.6.2 After replacing the tube caps, the tubes are placed in plastic bags (5 to 20 tubes per

bag) to contain any contamination caused by leaky tubes. Next, the tubes are placed on a shaker (for

linear reciprocating shaker, place tubes horizontally) so that the solid-solution mixture makes

maximum contact. Set the shaking speed to 0.8 to 1.2 oscillations per second to ensure mixing of solid

and liquid but to reduce grinding of particles.

4.6.3 If time is not a parameter being studied, then contact between solid and liquid is to be

seven days (7 days). Record the actual contact time allowed. The samples are then removed from the

shaker and the tubes are visually checked for leaks (decontaminate if necessary and discard leaky

tubes).

4.6.4 The blank and sample tubes are centrifuged for twenty minutes (20 min) at 10,000 g (g

= 980 cm/sec 2 ) or more, and fifteen milliliters (15 ml) of effluent is filtered through a pre-washed

0.45 µm polycarbonate-membrane-type filter. (Pre-wash with groundwater from Section 2.2 to

remove foreign particles and soluble impurities). Analyze filtered effluent samples for tracer activity.

Next, the effluent is decanted from the blanks into cleanly washed tubes and the empty blank tubes

are analyzed for tracer activity adsorbed on tube walls. If tracer activity on blank tube walls is greater

than 10 percent of the total blank activity (determined in Section 4.7.3), do not use the blank influent

activity for Kd calculation If the activity sorbed on blank walls is significantly greater than 10 percent

(using a one-tailed “t” test and combined counting error and statistical variation between blanks),

directly count the activity of the sample. Methods for both cases follow.

5.0 BATCH KD CALCULATIONS5.1 When tracer is not sorbed by blank tube wall

5.1.1 Data needed for Kd calculation are: (1) excess solution volume, Vexcess , (ml)

left from the third cold wash (weight of excess solution divided by solution density); (2) mass

of solid aquifer material, Msed , (g); (3) volume of groundwater with radioactive tracer added,

Vspike (ml); (4) activity or concentration of tracer in the effluent solution, Ceffluent (dpm/ml); and

(5) the tracer activity or concentration in the influent blank, Cblank , (dpm/ml).

5.1.2 The tracer concentration on the solid phase, Ai (or qi ), is:

A i = q i = ((C blank x V spike ) - C effluent (V spike + V excess )) / M sed (1)

The Kd is then given by:

K d = (C blank x V spike ) - C effluent (V spike + V excess ) / C effluent x M sed (2)

5.2 When tracer is sorbed by blank tube wall (Gamma or X-ray Emitting Isotopes)

5.2.1 If the radioactive tracer is adsorbed on the walls of blank tubes, determine the

tracer adsorbed by the solid by direct measurement. Use a traceable standard made with the

same type of geologic material as used in the test.



5.2.2 For this procedure, after the sediment and traced groundwater have contacted for

at least 7 days, the samples are centrifuged to separate solids from liquids, then the liquid

effluent is decanted from the sample tube using a vacuum pipette, and the sample is weighed

to determine the excess effluent solution volume (Vexcess ).

The solid sample is then dried (it should be “air dried” in the same manner aswhen

originally weighed, either in air or in a controlled atmosphere) and transferred to a clean

polycarbonate centrifuge tube. The weight of the dry sample Msed (g) is then determined and

radiocounting of the dry sample is performed for tracer activity, C (dpm), using the same

detector, sample position, and radioanalytical techniques as used for the attenuation standard

prepared in Section 5.2.1.

5.2.3 Determine the effluent tracer activity, Ceffluent (dpm/ml), in geometries that are

traceable to a standard. The Kd can then be calculated from:

K d = (C - (C effluent x V excess )) / (C effluent x M sed ) (3)

5.3 When tracer is sorbed by blank tube wall ("- or $-Emitting Isotopes)

5.3.1 If the radioactive tracer is adsorbed by sample container walls, only the effluent

activity can be determined simply and directly. Two options are available for determination of

the activity adsorbed by the rock sample. One method is to remove both the solid sample and

effluent from the original container and to trip the isotope from the container wall by some

means. Mass balance will allow calculation of the Kd if one knows the amount of radionuclide

in the effluent on the tube wall and the total radionuclide initially added. A second method is

to chemically remove the radionuclide from the rock sample and count it. Problems with the

first method include the possibility that some of the solid may adhere to the wall and raise the

apparent activity of the nuclide adsorbed by the container. Removal of the solid sample may

also cause leaching of the container wall and result in an apparent low activity for nuclides

adsorbed by the container. This can be minimized by using tubes made of material most

appropriate to your sample; consider Teflon, glass, or various plastics to minimize adherence.

The second method is subject to incomplete removal of the nuclide from the Solid or loss of

material during any additional steps required for extraction, or both.

6.0 REPORTING RESULTS FROM RADIONUCLIDE MIGRATION

EXPERIMENTS6.1 The following generic Kd coding form (Table 1) includes the information to be obtained.

(The different data categories and abbreviations are described in Section 6.2.)

6.2 Explanation of Kd Coding Form



6.2.1 Category I. Reference

A. Name of the person who performed experiments

B. Date that the experiment was started.

C. Comments regarding deviations from procedure, anomalies that occurredduring the

process, other pertinent information.

Table 1. Generic Kd coding form.

Reference

Experimental

Details GeologicMedia Aqueous Phase Nuclide Adsorption

Function

A. Name A. Method A. Name A. BEG A. ISO A. Kd

B. Date Started B. State B. Origin B. Macro B. CONC B. Units

C. Comments C. Ratio C. Total C. Trace C. SPE C. Direction

D. Time D. Mineral D. END D. ADD D. NUM

E. Temperature E. CO3 E. Loading

F. ATM F. OX

G. SEP G. CEC

H. Analyze H. AEC

I. RAD I. SA

6.2.2 Category II. Experimental Details

A. Method refers to batch, axial filter, column, intact core, channel chromatography, and so forth. For

batch method, add more detail as to whether cold washes and blank corrections were used. For

example, use mnemonics such as “BATCH (3W, BC) = batch, three cold washes, with blank tube

sorption correction” “BATCH (OW) = batch, zero cold washes and no correction.”

B. State of geologic media such as crushed 40 µm; intact core 2.5 cm dia x 5 cm; tablet 1 cm x 0.5

cm; crushed 30-80 µm, etc.

C. Ratio of solids to solution for batch Kd ; for columns include pore velocity or column velocity (for

example, 1 PV = 1 cm/hr, CV = 0.5 cm/hr) and porosity and column bulk density; PR = porosity, BD

= bulk density.

D. Time of contact such as shaking time for batch system or residence time in flow through columns

(h) = hours, (d) = days.

6.2.3 Category III. Geologic Media

A. Name. Use the generic name of the rock or mineral, e.g., basalt, granite, montmorillonite.

B. Origin. Include a geographic description and some formation information, e.g., Eleana shale,

Sentinel Gap basalt, Argillaceous Shale Wards #404561.

C. Total. Identify the chemical composition as oxides (SiO2 , Al2 O3 TiO2 , FeO, Fe2 O3 , MnO, CaO,

MgO, K2 O, Na2 O, P2 O5 in percent.

D. Minerals. Identify the minerals present in the rock sample, listing the major ones first, the minor



ones last, in the order of the composition percentages in which they appear (largest first). If there are

quantitative estimates, add this information as percent and tr = 5 percent.

E. CO3 = carbonate content of rock.

F. OX = hydrous Fe, Mn, Al oxides content of rock.

G. CEC = cation exchange content of material; units = meg/100g. Specify pH of system (typically

pH = 7).

H. AEC = anion exchange content of material; units = meq/100g. Specify pH of system.

I. SA = surface area; use “EG” for ethylene glycol, “BET” for gas adsorption, use units m 2 /g, for

example: EG(1.3).

6.2.4 Category IV. Aqueous Phase

A. BEG signifies measurements made prior to tracer adsorption.

B. Macro constituents include:

· pH ;· Eh (units vs. S.H.E.) ;· Na +·; Ca 2+ ·; K + ·; Mg 2+·; Cl - ; HCO3 - ; CO3 2-·

SO4 2-·; SiO4

C. Trace constituents include:

· NO3 , pp m·; Organic carbon·; B·; Trace metals or anything else measured.

D. END signifies measurements (if performed) taken at the same time as Kd determined.

6.2.5 Category V. Nuclide

A. ISO. Isotope used such as 237 Pu, 95m Tc.

B. CONC. Concentration added to groundwater in M = molarity. Include any carrier if present.

C. SPE. Species or valence state added, if known. Also state whether the valence state distribution

was determined after equilibration state, e.g., “Pu(VI) BEG; Pu(IV) 15 percent, Pu(V) 50 percent,

Pu(VI) 10 percent END” (which means that the original spike wads 100 percent Pu(VI), and after

shaking the final distribution was as shown).

D. ADD describes how the tracer was added to the groundwater; DRY means evaporated to dryness

and groundwater added; WET/PH/3DFO.4 means a small aliquot of liquid tracer was added to the

groundwater, the pH of the system was re-adjusted to the appropriate value and shaken for 3 days to

filtration through 0.4 µm filters before usage. “DRY/1DC50” means the dried spike was brought back

into solution equilibrated for one day, and centrifuged at 50 g’s before usage.

E. Loading describes (a) the percent of total exchange capacity of the adsorbent filled with the

nuclide of interest or (b) the mass of nuclide adsorbed/mass of adsorbent at the condition when the Kd

measurement is performed. This value can be calculated from knowledge of the cation or anion

exchange capacity in case (a) and from mass balance considerations. One must know the original

mass of the nuclide used in each experiment.

6.2.6 Category VI. Adsorption Function



A Kd . Place the value for Kd . If a retardation factor is determined in a flow-through column as a

function of water velocity, designate by the symbol RF. Where several measurements were made, also

give the standard deviation, such as “75 ± 12 = a Kd ” “(RF) 60 ± 30 = retardation factor”

B. Units. ml/g or ml/m 2 .

C. Direction. ADS = adsorption direction

DES = desorption direction

ADS-DES = A spike addition to a column.

D. NUM = number of observations used to derive data point, for example:

3 = triplicate samples.



ANNEXE 4 : Tableaux de valeurs

Paramètres des Modèles en écoulement et

en transport de polluants en milieu souterrain

Annexe 4.1 : Tableaux de valeurs de la porosité totale (ΦΦΦΦ), de la porosité efficace (ΦΦΦΦe ou ne),

de la capacité d’emmagasinement (S) et de la perméabilité (K) pour différents types de

sols et de roches ;

Annexe 4.2 : Tableaux de valeurs de Koc pour les 16 HAP de l'EPA ;

Annexe 4.3 : Tableaux de valeurs des temps de demi-vie (T1/2) pour les 16 HAP de l'EPA.



Liste des Paramètres hydrogéologiques (écoulement)

Symbole Paramètre

Φ Porosité

Φe ou ne Porosité efficace (specific yield : Sy)

d10 diamètre efficace des grains

S coefficient d'emmagasinement (storage coefficient)

Ss coefficient d'emmagasinement spécifique (specific storage)

Hum Humidité (moisture)

K Perméabilité (hydraulic conductivity)

Kr Perméabilité relative

Pc Pression capillaire

� Définitions :

• S = volume d'eau libéré ou emmagasiné par unité de surface de l'aquifère considéré pour

une variation unitaire de charge hydraulique (sans dimension [])

• Ss = volume d'eau libéré ou emmagasiné par unité de volume de l'aquifère considéré pour

une variation unitaire de charge hydraulique (dimension = [L-1])

• Hum = teneur en eau d'un réservoir non saturé, quel que soit le type d'eau (gravitaire ou de

rétention) ; valeur exprimée en pourcentage pour un rapport de volume ou plus souvent de

poids.



Données issues d'ouvrages et de publications :

1). G. CASTANY, 1992. Principes et méthodes de l'hydrogéologie. Dunod

Université, Bordas.

Types de

sédiments

d10

mm

ΦΦΦΦ

%

ΦΦΦΦe

%

K

m/s

gravier moyen 2.5 45 40 3.10-1

Sable gros 0.25 38 34 2.10-3

Sable moyen 0.125 40 30 6.10-4

Sable fin 0.09 40 28 7.10-4

Sable très fin 0.045 40 24 2.10-5

Sable silteux 0.005 32 5 1.10-9

Silt 0.003 36 3 3.10-8

silt argileux 0.001 38 - *1.10-9

Argile 0.0002 47 - *5.10-10

*Valeurs calculées

Types de

réservoirs

Φe

%

Types de

réservoirs

Φe

%

Gravier gros 30 Sable gros + silt 5

Gravier moyen 25 Silt 2

Gravier fin 20 Vases 0.1

Gravier + sable 15 à 25 Calcaire fissuré 2 à 10

Alluvions 8 à 10 Craie 2 à 5

Sable gros 20 Grès fissuré 2 à 15

Sable moyen 15 Granite fissuré 0.1 à 2

Sable fin 10 Basalte fissuré 8 à 10

Sable très fin 5 Schistes 0.1 à 2



� Données sur S et Ss :

Nappes libres : S ≈ Φe : généralement entre 0,2 et 0,01 ;

Nappes captives : S ≈ généralement entre 0,001 et 0,0001.

2). BANTON & BANGOY, 1999. Hydrogéologie : Multiscience

environnementale des eaux souterraines.Roche Porosité total % Porosité efficace % Conductivité

hydraulique log k

(m/s)Matériaux non consolidés selon leur texture

Graviers 25 /35 20 / 30 -3 / 0

Sable grossier 25 / 35 20 / 30 -4 / -1

Sable moyen 30 / 40 25 / 35 -5 / -2

Sable fin 30 / 40 25 / 35 -7 / -4

Sable limoneux 35 / 45 25 / 35 -8 / -4

Limon 35 / 45 15/25 -9 / -5

Limon argileux 45 / 55 5 / 10 -11 / -8

Argile 45 / 55 0 / 5 -12 / -9

Tourbe 60 / 80 45 / 70 -6 / -4

Matériaux non consolidés selon leur origine

Sable éolien 30 / 40 30 / 40 -5 / -2

Loess 35 / 45 20 / 30 -9 / -5

Till glaciaire sableux 10 / 20 5 / 20 -8 / -4

Till glaciaire argileux 10 / 20 0 / 10 -12 / -8

Roches sédimentaires détritiques consolidées

Grès 0 / 10 0 / 5 -10 / -8

Grès fissuré 10 / 20 5/ 10 -9 / -7

Grès décimenté 20 / 30 5 / 25 -8 / -5

Marne 0 / 10 0 / 5 -10 / -8

Schistes 0 / 20 0 / 15 -13 / -9

Roches carbonatées (métamorphisées ou non)

Roche massive 0 / 5 0 / 5 -10 / -6

Roche litée 5/ 15 5 / 10 -8 / -4

Craie 10 / 30 0 / 5 -7 / -3

Roche fissurée 5 / 15 0 / 10 -9 / -6

Roche altérée 10 / 50 10 / 50 -6 / +1

Roches cristallines (métamorphisées ou non)

Roche non fissurée <1 < 1 -14 / -10



Roche fissurée 0 / 5 -10 / -7

Roche fracturée 5 / 10 0 / 10 -8 / -5

Roche altérée 30 / 50 10 / 30 -6 / -4

Roches volcaniques

Basalte massif 0 / 5 0 / 5 -11 / -6

Basalte fissuré 10 / 20 5 / 15 -6 / -2

Basalte altéré 20 / 35 10 / 30 -4 / -2

Tuf 15 / 40 5 / 30 -9 / -7

3). WEIGHT & SONDEREGGER, 2000. APPLIED GROUND WATER

MODELING : Simulation of flow and advective transport.Ranges values of specific values (Sy)

Material No of analyses Range Arithmetic mean

Sedimentary materials

Sandstone (fine) 47 0.02 / 0.40 0.21

Sandstone (medium) 10 0.12 / 0.41 0.27

Siltstone 13 0.01 / 0.33 0.12

Sand (fine) 287 0.01 / 0.46 0.33

Sand (medium) 297 0.16 / 0.46 0.32

Sand (coarse) 143 0.18 / 0.43 0.30

Gravel (fine) 33 0.13 / 0.40 0.28

Gravel (medium) 13 0.17 / 0.43 0.24

Gravel (coarse) 9 0.13 / 0.25 0.21

Silt 299 0.01 / 0.39 0.20

Clay 27 0.01 / 0.18 0.06

Limestone 32 0 / 0.36 0.14

Wind-laid materials

Loess 5 014 / 0.22 0.18

Eolien sand 14 0.32 / 0.47 0.38

Rock

Schist 11 0.22 / 0.33 0.26

Tuff 90 0.02 / 0.47 0.21



Sedimentary materials Porosity percent Specific yield

percent

Gravel, coarse 23.8 / 36.5 R 13.2 / 25.2

Gravel, medium 23.7 / 44.1 R 16.9 / 43.5

Gravel fine 25.1 / 38.5 R 12.6 / 39.9

Sand, coarse 30.9 / 46.4 U 18.4 / 42.9

Sand, medium 28.5 / 48.9 U 16.2 / 46.2

Sand, fine 26.0 / 53.3 U 1.0 / 45. 9

Silt 33.9 / 61.1 U 1.1 / 38.6

Clay 34.2 / 56.9 U 1.1 / 17.6

Sandstone fine-grained 13.7 / 49.3 U 2.1 / 39.6

Sandstone medium-

grained

29.7 / 43.6 U 11.9 / 41.1

Limestone 6.60 / 55.7 U 0.2 / 35.8

Dolomite 19.1 / 32.7 U --

Dune sand 39.9 / 50.7 U 32.3 / 46.7

Loess 44.0 / 57.2 U 14.1 / 22.0

Peat 92 U 44

Siltstone 21.2 / 41.0 U 0.9 / 32.7

Claystone 41.2 / 45.2 U --

Till, high clay content -- --

Till, high silt content 29.5 / 40.6 U 0.5 / 13.0

Till, high sand content 22.1 / 36.7 U 1.9 / 31.2

Till, high gravel content 22.1 / 30.3 R 5.2 / 34.2

Washed drift with clay 38.4 / 59.3 U 33.2 / 48.1

Washed drift with silt 36.2 / 47.6 U 29.0 / 48.2

Washed drift with sand 34.6 / 41.5 U --

R = repacked sample U = undisturbed



Values of permeability

Sedimentary materials K (m/j)Gravel, coarse R 152

Gravel, medium R 275

Gravel fine R 451

Sand, coarse R 45

Sand, coarse V 27.9

Sand, medium R 12.3

Sand, medium V 13.9

Sand, fine R 2.5

Sand, fine V 3.85

Silt H 0.08

Silt V 0.025

Clay H 0.0002

Clay V 0.000082

Sandstone fine-grained H 0.29

Sandstone fine-grained V 0.205

Sandstone medium-grained R 3.2

Limestone H 1.8

Limestone V 0.94

Dolomite V 0.001

Dune sand V 20.5

Loess V 0.08

Siltstone V 0.00016

Claystone V 0.000082

Till, high clay content V 0.000082

Till, high silt content V 0.0025

Till, high sand content R 0.49

Till, high sand content V 0.98

Till, high gravel content R 30

Washed drift with clay V 0.205

Washed drift with silt R 38.5

Washed drift with silt V 13.9

Washed drift with sand R 205

R : repacked sample ; H : horizontal conductivity ; V : vertical conductivity



4). US-EPA : BIOVENTING PRINCIPLES AND PRACTICE - VOLUME II :

Bioventing Design

Soil description Porosity Soil bulk density

ρρρρk (dry g/cm3)

Uniform sand, loose 0.46 1.43

Uniform sand, dense 0.34 1.75

Mixed grain sand, loose 0.40 1.59

Mixed grain sand, dense 0.30 1.86

Windblow silt (loess) 0.50 1.36

Glacial till, very mixed

grained

0.20 2.12

Soft glacial clay 0.55 1.22

Stiff glacial clay 0.37 1.70

Soft slightly organic clay 0.66 0.93

Soft very organic clay 0.75 0.68

Soft montmorillonitic clay 0.84 0.43

From Peck et al. (1962)




Annexe 4.2 : Tableaux de valeurs de Koc pour les 16 HAP de l'EPA



HAP Koc Log Koc Référence

Naphtalène * 830.00 2.92 Kishi et al. (1990)

* 843.00 2.93 Vowles & Mantoura (1987)

* 871.00 2.94 Karickhoff (1981)

* 907.00 2.96 Stauffer & MacIntyre (1986)

* 912.00 2.96 Hodson &Willams (1988)

* 960.00 2.98 Southworth & Keller (1986)

* 1000.00 3.00 Southworth & Keller (1986)

* 1000.00 3.00 Kan & Thomson (1990)

* 1096.00 3.04 McCarthy & Jiminez (1985)

* 1161.00 3.06 Lokke (1994)

* 1290.00 3.11 Rippen et al. (1982)

* 1300.00 3.11 Karickhoff et al. (1979)

* 1333.00 3.12 Karickhoff (1982)

* 1400.00 3.15 Podoll et al. (1989)

* 1413.00 3.15 Szabo et al. (1990a)

* 1440.00 3.16 Rippen et al. (1982)

* 1445.00 3.16 Szabo et al. (1990a)

* 1610.00 3.21 Rippen et al. (1982)

* 1861.00 3.27 Barett et al. (1994)

* 1950.00 3.29 Wood et al (1990)

2000.00 3.30 EPA N° 9355.4-23 (1996)

1540.00 3.19 Montgomery et al. (1991) (cf. Aquipack)

1995.00 3.30 ADEME (1998)

670.00 2.83 d'après Thomas 1993 p 249

407.38 2.61 Fetter (1992) **

1445.44 3.16 Fetter (1992) **

144.54 2.16 Fetter (1992) **

1621.81 3.21 Fetter (1992) **

1949.84 3.29 Fetter (1992) **

2454.71 3.39 Fetter (1992) **

977.24 2.99 Fetter (1992) **

1412.54 3.15 Fetter (1992) **

436.52 2.64 Fetter (1992) **

323.59 2.51 Fetter (1992) **

831.76 2.92 Fetter (1992) **

1122.02 3.05 Fetter (1992) **



2137.96 3.33 Fetter (1992) **

660.69 2.82 Fetter (1992) **

1621.81 3.21 Fetter (1992) **

1071.52 3.03 Fetter (1992) **

758.58 2.88 Fetter (1992) **

1288.00 3.11

1288.00 3.11 Von Oepen (1991)

1543.00 3.19 Montgomery et.al. (1991)

Benzo(a)Pyrène * 478947.00 5.68 Smith et al. (1978)

* 891251.00 5.95 Landrum et al. (1984)

* 2130000.00 6.33 McCarthy & Jimenez (1985)

758577.58 5.88

5500000.00 6.74 Thomas (1993)

1020000.00 6.01 EPA N° 9355.4-23 (1996)

323593.66 5.51

Benzo(b)fluoranthène 1659586.91 6.22

550000.00 5.74 Thomas (1993)

1230000.00 6.09 EPA N° 9355.4-23 (1996)

549541.00 5.74 Montgomery et.al. (1991)

Benzo(k)fluoranthène 5248074.60 6.72

550000.00 5.74 Thomas (1993)

1230000.00 6.09 EPA N° 9355.4-23 (1996)

4365158.00 6.64 Montgomery et.al. (1991)

Benzo(g,h,i)perylene 190546071.80 8.28

1600000.00 6.20 Thomas (1993)

Indeno(1,2,3,c,d)pyrène 33884415.61 7.53

1600000.00 6.20 Thomas (1993)

3470000.00 6.54 EPA N° 9355.4-23 (1996)

2-Méthylnapthalene 8317.64 3.92

Acénaphthylene 10000.00 4

3.93 Kenaga and Goring (1980)

Acénaphthene 3890.00 3.59 Szabo (1990)

6166.00 3.79 Szabo (1990)

7079.46 3.85

Fluorène 12882.50 4.11

6.08 Karickoff et al (1979)

Phénanthrène 23988.33 4.38




Anthracène 14500.00 4.16 MacCarthy & Jimenez (1985)

15849.00 4.2 Karichkoff (1981)

19562.00 4.29 Landrum et al. (1984)

23988.00 4.38 Hodson & Williams (1988)

26000.00 4.41 Karichkoff et al (1979)

26303.00 4.42 Szabo (1990)

27840.00 4.44 Abdul & Gibson (1986)

31329.00 4.5 Landrum et al. (1984)

33884.00 4.53 Szabo (1990)

23442.29 4.37


Fluoranthène 41687.00 4.62 Szabo (1990)

51658.00 4.71 Abdul & Gibson (1986)

54954.00 4.74 Szabo (1990)

173780.08 5.24

Pyrène 43807.00 4.64 Means et al (1980)

45709.00 4.66 abdul et al (1987)

48236.00 4.68 Means et al (1980)

50650.00 4.7 Means et al (1980)

51469.00 4.71 Means et al (1980)

54767.00 4.74 Woodburn et al (1989)

57763.00 4.76 Means et al (1980)

58884.00 4.77 Szabo (1990)

59515.00 4.77 Means et al (1980)

59646.00 4.78 Means et al (1980)

61936.00 4.79 Abdul & Gibson (1986)

62860.00 4.8 Means et al (1980)

63400.00 4.8 Hasset et al. (1980)

64706.00 4.81 Means et al (1980)

66069.00 4.82 Szabo (1990)

67189.00 4.83 Means et al (1980)

67467.00 4.83 Means et al (1980)

67608.00 4.83 Karickhoff (1981)

76316.00 4.88 Means et al (1980)

82421.00 4.92 Means et al (1980)

84000.00 4.92 Karickhoff et al. (1979)

84000.00 4.92 Karickhoff (1982)

85256.00 4.93 Means et al (1980)

87833.00 4.94 Karickhoff & Morris (1985)



95395.00 4.98 Karickhoff & Morris (1985)

131325.00 5.12 Gauthier et al. (1986)

133590.00 5.12 Vowles & Mantoura (1987)

123026.88 5.09

4168.69 3.62 Fetter (1992)

128824.96 5.11 Fetter (1992)

2238.72 3.35 Fetter (1992)

18620.87 4.27 Fetter (1992)

194984.46 5.29 Fetter (1992)

165958.69 5.22 Fetter (1992)

83176.38 4.92 Fetter (1992)

95499.26 4.98 Fetter (1992)

38904.51 4.59 Fetter (1992)

18620.87 4.27 Fetter (1992)

20892.96 4.32 Fetter (1992)

100000.00 5 Fetter (1992)

114815.36 5.06 Fetter (1992)

29512.09 4.47 Fetter (1992)

186208.71 5.27 Fetter (1992)

75857.76 4.88 Fetter (1992)

154881.66 5.19 Fetter (1992)

85113.80 4.93 Kenaga and Goring (1980)

Chrysène 323593.66 5.51

245471.00 5.39 Montgomery et.al. (1991)

Benzo(a)anthracène 758577.58 5.88

1380384.00 6.14 Montgomery et.al. (1991)

Dibenzo(a,h)anthracène 565014.00 5.75 Means et al (1980) ; Hasset et al. (1980)

805292.00 5.91 Means et al (1980) ; Hasset et al. (1980)















741310.24 5.87

1659587.00 6.22 Montgomery et.al. (1991)



Kd Foc Type de terrain Référence

0.28 0.00026 Fine Sand Gilham et al. (1987)*

9.03 0.00060 Fine to medium sand Gilham et al. (1987)*

0.648 0.00023 Fine to medium-grained sand Gilham et al. (1987)*

21.8 0.00102 Fine-grained sand Gilham et al. (1987)*

2.01 0.00065 Medium sand Gilham et al. (1987)*

1.57 0.00108 Silt Gilham et al. (1987)*

Données issues du logiciel Envirobrowser 2.0 – GEOREF – Canada ( http://www.georef.com ).

* Gilham, R.W., S.F. O'Hannesin, C.J. Ptacek, and J.F. Barker (1987) : Evaluation of small scale retardation

tests for BTX in groundwater. Pace Report No. 87-2. Inst. for Groundwater Res. University of Waterloo,

Ontario (unpublished).

Naphtalène : Valeurs du Kd en fonction du Foc pour différents types de terrains

Polluants Estimée Minimum Maximum

Naphtalene 1,25

Acenaphthylene 4,07

Acenaphthene 4,33

Fluorene 4,18 4,38

Phenathrene 5,01 5,24

Anthracene 4,45 4,54

Fluoranthene 4,90 5,33

Pyrene -0,22 1,46

Chrysene 5,61

Benzo(a)anthracene 5,61

Benzo(a)pyrene 6,0 6,5

Benzo(k)fluoranthene 6,84

Benzo(g,h,i,)perylene 7,23

Indeno(1,2,3,c,d)pyrene 3,34 4,62


Liste de valeurs de Log Kow pour certains HAP



Données issues du site (Finlande) : http://www.water.hut.fi/wr/kurssit/Yhd-12.126/oppimateriaali/paa_e.htm



PROPRIETES PHYSIQUES DES BTEX ET DES HAP M C air C eau log Koc H P S eau

BENZENE 78.1 0.093 0.000011 1.58 5.00E-03 1.00E+02 1791

TOLUENE 92.4 0.085 0.0000094 2.13 7.00E-03 3.00E+01 562

M-XYLENE 106.2 0.07 0.0000078 2.22 7.00E-03 9.00E+00 160

P-XYLENE 106.2 0.077 0.0000084 2.31 7.00E-03 9.00E+00 214

ETHYLBENZENE 106.2 0.076 0.0000085 1.98 7.00E-03 1.00E+01 152

O-XYLENE 106.2 0.087 0.00001 2.11 5.00E-03 9.00E+00 175

NAPHTALENE (1) 128.2 0.059 0.0000075 3.11 6.00E-04 2.00E-01 32.9

2-METHYLNAPHTALENE 142.2 0.048 0.0000078 3.92 3.00E-04 7.00E-02 26

ACENAPHTHYLENE (1) 152.2 0.044 0.0000075 4 2.00E-04 3.00E-02 3.93

ACENAPHTHENE (1) 154.2 0.042 0.0000077 3.85 1.00E-04 2.00E-03 0.131

FLUORENE (1) 166 0.036 0.0000079 4.11 2.00E-04 1.00E-04 1.9

PHENATHRENE (1) 178.2 0.033 0.0000075 4.38 6.00E-05 4.00E-04 1.6

ANTHRACENE (1) 178.2 0.032 0.0000077 4.37 5.00E-04 1.00E-04 1.29

FLUORANTHENE (1) (2) 202 0.03 0.0000064 5.24 2.00E-03 5.00E-03 0.12

PYRENE (1) 202.3 0.027 0.0000072 5.09 1.00E-05 5.00E-06 0.16

CHRYSENE (1) 228.2 0.025 0.0000062 5.51 2.00E-05 3.00E-07 0.006

BENZO(a)ANTHRACENE (1) 228.3 0.051 0.000009 5.51 4.00E-06 5.00E-08 0.01

BENZO(b)FLUORANTHENE (1) (2) 252 0.023 0.0000056 6.22 2.00E-05 5.00E-08 0.0011

(1) 16 HAP de la norme américaine (US-EPA) (2) 6 HAP de la norme française

M Masse molaire (g/mol) ; H Constante de la loi de Henry à 20-25 °C (atm.m3/mole) ; C eau Coefficient de diffusion dans l'eau (cm²/sec) ; S eau Solubilité dans l'eau à 20-25°C

(mg/l) ; C air Coefficient de diffusion dans l'air (cm²/sec) ; P Pression de vapeur à 20-25°C (mm Hg) ; log Koc Coefficient de partage octanol/eau à 20-25 °C (l/kg)




Annexe 4.3 : Tableaux de valeurs de temps de demi-vie pour les 16 HAP de l'US-EPA



Valeurs de temps de demi-vie [T ½] pour quelques HAP :

moyenne minimale maximale référenceNaphtalène 1 j Wilson et al. 1985 "long" Piet and Smeenk 1985 1 j Kappeler and Wuhrmann 1978 110 j " 0,9 j Zoetman et al. 1981 1 j Kappeler and Wuhrmann 1978 1 j 258 j Tabak et al. 1981 1 j 14 j US EPA 1988Benzo(a)pyrène 114 j 2,9 a Howard et al. 1991Benzo(b)fluoranthène 1,97 a 3,34 a Howard et al. 1991Benzo(k)fluoranthène 5 a 11,7 a Howard et al. 1991Benzo(g,h,i)pérylène 3,2 a 3,6 a Coover and Sims 1987Indeno(1,2,3,c,d)pyrène 7,2 j 56 j Howard et al. 1991


Période de demi-vie (T1/2) [an]

Type de HAP Minimale Maximale Moyenne (Min+Max / 2)

Naphtalène 0.0025 0.707 0.355Acénaphtène 0.068 0.559 0.314

Fluorène 0.175 0.329 0.252Phénanthrène 0.088 1.1 0.594

Total des 4 HAPles plus solubles :

0.083 0.674 0.379

Benzo(a)Pyrène 0.312 2.9 1.606Fluoranthène 0.8 2.4 1.6

Benzo(b)Fluoranthène 1.97 3.34 2.655

Benzo(k)Fluoranthène 5 11.7 8.35

Benzo(g,h,i)Pérylène 3.2 3.6 3.4Indéno(1,2,3,e,d)Pyrène 0.02 0.153 0.087

Total des 6 HAP de lanorme française :

1.884 4.016 2.95

Référence : Review of Chemical, Physical, and Toxicologic Properties of Components of Total

Petroleum Hydrocarbons.- J. S. HEATH, K. KOBLIS and S. L. SAGER (1993) . Journal of Soil Contamination,

2 (1), pp. 1-25.

Documents

INERIS Projet TRANSPOL – Programme 2000 – Volet 2 Pollution