Synthèse bibliographique sur les traitements biologiques

Synthèse bibliographique sur les traitements biologiques in situ

mars 1997 R 39423

-L - t - - - - - - - BRGM ,,C"T"C..,S* A" ,*.",CE BE ,&,S""P


F. Battaglia-Brunet

mars 1997 R 39423 - - - - . - - -

BRGM ,.."".Pm- A" S.."^. c4 ,.-

Mots clés


i : Biotraitements in situ, Hydrocarbures, HAP, BTEX, Solvants chlorés, Micro-organismes, Biodégradation, Décontamination biologique, Zone saturée, Zone insaturée.

En bibliographie, ce rapport sera cité de la façon suivante :

Battaglia-Brunet F. (1997) - Synthèse bibliographique sur les traitements biologiques in situ. Rap. BRGM R 39423,44 p., 1 tabl., 3 ann.

O BRGM, 1997, ce document ne peut être reproduit en totalité ou en partie sans I'autorisation expresse du BRGM.

2 Rapport BRGM R 39423


Synthèse

Lorsqu'un sol pollué ne peut pas être excavé, en raison de l'étendue de la zone atteinte ou de son inaccessibilité, le traitement in situ demeure le seul moyen envisageable pour réduire la concentration des contaminants. Cependant, le manque d'information concernant les résultats des procédés de rémédiation in situ constitue un obstacle à leur application effective.

Afin d'utiliser au mieux le potentiel épurateur des micro-organismes pour décontaminer in situ les sols et les nappes souterraines, différents procédés ont été mis au point et testés sur des cas réels.

Le présent document fournit dans un premier temps un aperçu de l'évolution des techniques associées aux biotraitements in situ. D'autre part, un ensemble de comptes- rendus relatifs à des opérations pilote ou réalisées à l'échelle du site a été analysé en terme de résultat et de perspectives.

De nombreux documents demeurent évasifs quant au niveau de décontamination atteint en fin d'expérience. Cependant, certains auteurs parviennent à démontrer l'efficacité de leur procédé grâce à des bilans effectués sur la phase solide, sur la phase aqueuse, ou sur les gaz.

Le présent rapport a été réalisé dans le cadre du projet de recherche S03 (1996).

Rapport BRGM R 39423

Synthése bibliographique sur les traitements biologiques in situ

Sommaire

Introduction .................................................................................................................... 7

......................................................................................... 1 . Evolution de la technologie 9

..................................................... 1.1. Aspect microbiologique des biotraitements in situ 9

1.1 . 1. Activité microbienne in situ ............................................................................. 9 ......................... 1.1.2. Origine des micro-organismes réalisant le traitement in situ 11

1.2. Distribution des accepteurs d'électrons dans la zone traitée ..................................... 13

. . 1.2.1. Biodégradation aerobie ................................................................................... 13 . . ............................................................................... 1.2.2. Biodégradation anaerobie 15

1.3. Distribution de nutriments dans la zone traitée ........................................................ 16

.............................................. 1.4. Problèmes spécifiques liés aux biotraitements in situ 17

.............................................. 1.4.1. Polluants fortement associés à la phase solide 17 . . . . . 1.4.2. Faible perméabilite du milieu ......................................................................... 17 1.4.3. Mobilité des polluants et de leurs sous-produits de dégradation .................... 18 1.4.4. Températu~e .................................................................................................... 18

2 . Résultats d'opérations réalisées à grande échelle ................................................... 19

2.1. Efficacité médiocre ou partielle du traitement .......................................................... 19

2.2. Résultats partiels ou peu documentés ....................................................................... 21

2.3. Opérations ayant démontré l'efficacité du biotraitement .......................................... 22

. . . ......................................................................................... 2.3.1. Dispositifs simples 22 ................................................... 2.3.2. Pompage et rëijection de l'eau souterraine 22

2.3.3. Oxygénation de la zone non saturée ............................................................... 24 ...................................... 2.3.4. Traitement simultané des zones satiilée et insaturée 25

2.4. Analyse globale des résultats .................................................................................... 27



Conclusion ...................................................................................................................... 29

Bibliographie .................................................................................................................. 3 1

Tabl. 1 -Opérations de décontamination biologique in situ, données . . . . qualitatives et quanhtatives. ............................................................................ 28

Liste des annexes

Ann. 1 - Opérations menées à grande échelle, cibles visées par le traitement ................ 41

Ann. 2 - Opérations menées à grande échelle, caractérisation de la zone polluée .......... 42

Ann. 3 -Opérations menées à grande échelle, caractérisation de la pollution avant et après traitement .................................................................................... 43



Introduction

La plupart des molécules organiques libérées dans l'environnement par les activités humaines sont potentiellement biodégradables. Cependant, la transformation biologique d'un composé donné n'a parfois été démontrée qu'à l'échelle du laboratoire, avec des souches microbiennes sélectionnées ou modifiées génétiquement, placées dans leur milieu optimal de croissance, et parfois en présence d'un CO-substrat. Il est possible que l'élimination naturelle du même produit soit extrêmement lente dans les conditions d'un site. D'après Atlas et Bartha (1992), les problèmes à surmonter lors de la mise en oeuvre d'un biotraitement in situ sont davantage d'ordre technique que microbiologique. S'il est possible d'apporter des nutriments et des accepteurs d'électrons en quantité suffisante au niveau de la zone polluée, le potentiel épurateur de la microflore pourra être exploité de façon eff~cace.

Aux Etats-Unis, 50 % de l'eau potable provient des nappes souterraines (Baker et Herson, 1990). La menace représentée par la pollution du sous-sol a st,imulé le développement des traitements in situ depuis plus de 20 ans. Si la première source de contamination des aquifères est associée à la perte d'étanchéité de citemes enterrées, les accidents survenus en surface, au niveau de cuves et de conduites, sont à l'origine de problèmes environnementaux majeurs concernant à la fois le sol et la nappe (Atlas et Bartha, 1992).

Le procédé traditionnellement mis en oeuvre, lorsque la contamination d'un site menace la qualité de l'eau souterraine, implique le pompage et le traitement physico-chimique ou biologique ex situ de cette eau (technique pump-and-treat). Une étude réalisée en 1990 par le Superfund Records of Decision précisait que ce procédé était choisi dans 68 % des cas déclarés (Baker et Herson, 1992). Cependant, les professionnels de l'environnement ont progressivement pris conscience de l'efficacité limitée du "pump- and-treat", surtout lorsque les polluants sont fortement associés à la phase solide. Même lorsque les contaminants sont entièrement dissous, le temps de pompage nécessaire pour atteindre le niveau de propreté requis peut s'avérer prohibitif.

L'excavation du sol est parfois impossible en raison de l'inaccessibilité de certaines zones polluées. Pour ce type de situation, le recours aux techniques de biotraitement in situ s'est imposé, car la persistance des polluants au niveau des aquifères n'était plus tolérable (Raymond, 1976). La dépollution biologique in situ est pratiquée commercialement depuis 1972. Le premier chantier a été mis en oeuvre pour traiter un sol pollué par une fuite dans un oléoduc en Pennsylvanie (Raymond, 1976). La pression légale des institutions publiques (Comprehensive Environmental response, Compensation, and Liability Act, 1980) encourage la mise au point de nouvelles techniques de dépollution. L'Environmental Protection Agency @PA) réalise une



sélection parmi les stratégies proposées. Elle accorde son agrément à celles qui répondent à un certain nombre d'exigences, dont les suivantes (Sims, 1990) :

-réduire significativement et durablement le volume, la toxicité ou la mobilité des substancesdangereuses, des polluants et des contarninants,

- protéger la santé humaine et l'environnement, - - être économiquement viables.

En Europe, la gestion d'une zone contaminée conduit souvent à l'excavation du sol pollué, suivie par un traitement ex situ ou par son stockage dans un site habilité. Lorsque cette stratégie s'avère inapplicable en raison de contraintes techniques ou économiques, le terrain est simplement confiné (mise en place de barrières étanches, pompage de l'eau souterraine pour éviter la dissémination des polluants dans la nappe). Il est communément admis que cette situation n'est pas satisfaisante, et que la mise au point de traitements efficaces, peu onéreux et non destructifs répondrait à un besoin réel.

Cependant, une réticence vis-à-vis des biotraitements in situ limite leur application. A titre d'exemple, un inventaire dressé par l'université de technologie de Delft (Van de Vusse et Schut, 1995) indique que la mise en oeuvre d'une technique de traitement in situ serait envisageable pour 16 % des sites pollués aux Pays-Bas, mais que ce type de procédé n'est effectivement choisi que dans 2 % des cas. Plusieurs phénomènes sont à l'origine de cette faible fréquence d'utilisation des techniques in situ :

- tout d'abord, le degré d'incertitude sur le résultat du traitement in situ est élevé : il est impossible de garantir que le niveau de propreté fixé comme objectif en début d'opération sera atteint ;

- d'autre part, dans la plupart des cas, le taux de pollution résiduelle en fin de traitement demeure supérieur aux valeurs standards imposées par la législation. Face à cette impossibilité de satisfaire aux normes, l'organisme chargé de gérer un cas de pollution préfère confiner le site plutôt que mettre en oeuvre un traitement in situ, qui aurait cependant pu réduire la gravité du problème ;

- enfin, il est difficile d'obtenir en tant que référence des rapports relatifs à des cas réels, décrivant sans ambiguïté le succès de traitements in situ.

Le présent document, rédigé dans le cadre du projet de recherche S03 (1996), présente un ensemble de données concernant les résultats de divers types de biotraitements in situ, à l'échelle pilote ou réelle. L'analyse de ces informations n'a pas pour objectif de comparer les performances de différentes configurations de traitement. Elle doit plutôt fournir une évaluation des perspectives offertes par les biotraitements in situ au sens large, à travers l'évolution technologique actuelle de cette famille de procédés.



1. Evolution de la technologie

Le terme générique "biotraitement in situ" regroupe une famille de procédés, très simples ou élaborés. Leur complexité peut atteindre un niveau tel que des conditions proches de celles du bioréacteur peuvent être reproduites dans le sous-sol, en combinant l'injection d'air et de nutriments à la recirculation de l'eau souterraine par un système de pompes. Le traitement in situ peut, dans certains cas, être associé à plusieurs autres procédés de décontamination afin d'obtenir une efficacité maximale. L'évolution de la technologie dans le domaine est un phénomène d'adaptation à la diversité des cas de pollution à traiter.

1 .l. ASPECT MICROBIOLOGIQUE DES BIOTRAITEMENTS IN SITU

1.1.1. Activité microbienne in situ

Au laboratoire et dans le milieu optimal de croissance des micro-organismes, la vitesse de biodégradation des hydrocarbures est comprise entre 2,5 et 100 g l-'j-1. Dans les conditions du traitement in situ, la minéralisation biologique de ces produits est beaucoup plus lente : entre 1 x et 6 x g 1-l j-l d'après Atlas et Bartha (1992). En milieu naturel, la dégradation microbienne des hydrocarbures est limitée par des paramètres abiotiques tels que la température, l'absence d'azote ou de phosphore, et le manque d'accepteur d'électrons (oxygène ou autre composé susceptible d'être réduit par les micro-organismes). Le développement des biotraitements actifs in situ s'est appuyé principalement sur la mise au point de techniques permettant de modifier les conditions physico-chimiques du sous-sol (pH, teneur en oxygène, nutriments, humidité ...) afin de favoriser l'activité des micro-organismes.

Le polluant peut se trouver sous une forme ou dans un état ne favorisant pas le di biodégradation. Lorsque le produit ne se disperse pas, la &face

interfaciale huileleau offerte à l'attaque bactérienne est limitée. Les hydrocarbures sous forme liquide sont assimilés directement par les bactéries, sous^ forme de phase organique. Par contre, les hydrocarbures solides à température ambiante ne peuvent pas être biodégradés directement : seule la faible fraction dissoute dans la phase aqueuse sera métabolisée. Cette dissolution sera extrêmement lente, et constituera une étape limitante dans la plupart des cas.

La biodégradation intrinsèque est une stratégie qui consiste à laisser agir les micro- organismes endogènes du sol dans les conditions naturelles, sans aucune intervention pour favoriser leur activité. Une étude est réalisée afin de déterminer le mieux possible la cinétique de biodégradation intrinsèque des polluants, en fonction du type de population bactérienne, de la disponibilité des accepteurs d'électrons, des conditions physico-chimiques et géologiques du site. Gemperline et al. (1995) ont utilisé un



logiciel (BIOPLUME II@) pour modéliser la biodégradation intrinsèque dans un cas précis de pollution par des hydrocarbures. Après avoir rassemblé un ensemble de données rnicrobiologiques, géo-chimiques et hydro-dynamiques, ils ont prédit que le panache de pollution se stabiliserait après 1 an, et que les concentrations en polluants atteindraient les seuils requis en fin de traitement en 13 ans.

Les auteurs reconnaissent que la stratégie de biodégradation intrinsèque est risquée, surtout au niveau de la probabilité de dispersion des polluants et de la contamination du réseau hydrique. L'évolution du système doit être surveillée par des analyses régulières des concentrations en polluants, et des mesures indirectes de l'activité bactérienne.

Le "traitement" par biodégradation intrinsèque présente plusieurs inconvénients :

- le temps nécessaire pour obtenir une dépollution acceptable du site (13 ans dans le cas de Gemperline et al.) ;

- le degré d'incertitude concernant le résultat de la modélisation. En effet, une connaissance parfaite de tous les paramètres concernant la zone polluée est difficile (ou quasi-impossible), et le pourcentage d'erreur sur le résultat peut être élevé. Les vitesses de biodégradation estimées au laboratoire sont supérieures aux vitesses réelles mesurées in situ, même lorsque les expériences en laboratoire sont effectuées dans des conditions proches de celles du site (Rifai et al., 1995).

Cependant, cette stratégie s'avère économique, surtout lorsque la surface contaminée est étendue et que les teneurs en polluants sont relativement faibles. D'après la banque de données de I'EPA Bioremediation in the Field Search System (BFSS), la biodégradation intrinsèque est choisie pour gérer 16 % des cas d'eaux souterraines polluées par des hydrocarbures, pour 153 sites répertoriés.

Rifai et al. (1995) affirment que même si les vitesses de biodégradation des polluants in situ sont plus faibles que celles qui sont obtenues au laboratoire, la biodégradation intrinsèque est souvent suffisante pour contenir la pollution dans un périmètre de dispersion acceptable. D'après ces auteurs, la biorémédiation intrinsèque devrait être choisie lorsque le coût d'un traitement actif est trop élevé, lorsque les contaminants sont facilement biodégradables, et lorsque le risque de migration de produits toxiques vers un point de captage de l'eau souterraine est faible.

Gim et al. (1995) cherchent à mettre en évidence le processus de biodégradation intrinsèque des HAP en dosant des intermédiaires métaboliques in situ. L'acide 1- hydroxy-2-naphthoïque, intermédiaire de la biodégradation du phénantrène, a été analysé dans des échantillons de sol pollués par une usine à gaz.

La biorémédiation intrinsèque peut être considérée comme un processus permettant d'éliminer progressivement des polluants résiduels à Ia suite d'un traitement actif. Lorsque le facteur limitant de la biodégradation n'est plus l'accepteur d'électrons, mais le polluant progressivement résorbé de la phase solide, le fonctionnement d'un dispositif de traitement n'est plus justifié.



Afin de vérifier que l'état du site autorise l'abandon du traitement actif pour une stratégie de biorémédiation intrinsèque, Brown et al. (1995) préconisent de contrôler, au sein de la zone polluée, la disponibilité de l'oxygène. Dans le cas où la concentration en O2 résiduel dans les gaz analysés atteint 5 % (114 de la teneur normale dans l'air) après 7 jours de mise en veille du traitement actif, la biorémédiation intrinsèque peut avantageusement remplacer celui-ci.

1.1.2. Origine des micro-organismes réalisant le traitement in situ

a) Micro-organismes autochtones

Le pourcentage de micro-organismes capables de déhader les hydrocarbures (mélange vétrolier) var ravvort à la communauté microbienne totale avoisine 1 % dans un sol non , A * A

pollué, et peut atteindre 10 % dans un écosystème contaminé par des huiles minérales (Atlas, 1981). Cet enrichissement relatif en germes actifs vis-à-vis des hydrocarbures - s'accompagne de phénomènes d'adaptation et de mutations : les micro-organismes sont plus eff~caces et la vitesse de biodégradation est accrue.

Les micro-organismes autochtones des sites pollués sont donc généralement aptes à réaliser la biodégradation des contaminants, lorsque des conditions physico-chimiques favorables à leur croissance sont établies. De plus, ces germes sont organisés en populations mixtes, au sein desquelles des espèces aux propriétés complémentaires sont toujours associées (Baker et Herson, 1990).

Lorsque les conditions du milieu sont telles que la vitesse de biodégradation des hydrocarbures est limitée par un élément non fourni par la source de carbone, la stimulation des micro-organismes endogènes par des apports de nutriments ou d'accepteurs d'électrons a pu être démontrée. Thomas et al. (1995) ont observé un accroissement de la microflore dénitrifiante au cours du traitement par injection de nitrate d'un sol pollué par du fuel.

b) Micro-organismes d'origine exogène

L'utilité d'un apport de bactéries exogènes au site a largement été controversée. Certains auteurs a f f ï ïen t cependant que l'intervention de micro-organismes sélectionnés pour leur aptitude particulière à dégrader le contaminant peut être utile dans certains cas :

- lorsaue la concentration en bactéries autochtones est trou faible : - lorsque le sol contient des polluants aux propriétés inhibitrices particulières ; - lorsque le temps disponible pour effectuer le traitement est limité.

Il est possible d'obtenir, par manipulation génétique, des souches bactériennes capables de dégrader différents Spes d'hydrocarbures aliphatiques et aromatiques (Friello et al , 1976). Cependant, l'impossibilité légale d'introduire dans le milieu naturel de tels



organismes génétiquement modifiés constitue pour l'instant un obstacle à leur utilisation.

Même lorsque les micro-organismes exogènes n'ont pas été génétiquement transformés, leur injection dans le sous-sol doit être précédée par une identification poussée des caractéristiques du site. Le comportement et le déplacement des bactéries inoculées dans le sous-sol sont difficilement contrôlables.

Généralement, les bacténes exogènes demeurent fixées à proximité du point d'injection. Krumme et al. (1994) ont constaté qu'une souche exogène de Pseudomonas sp.Bl3, capable de dégrader le chlorobenzoate, demeure détectable dans la zone polluée d'un aquifère 447 jours après son introduction dans le sous-sol.

Burlage et al. (1995) ont pu suivre le déplacement de bactéries exogènes dans une nappe souterraine grâce à la technique génétique du PCR (polymerase chain reaction). Bien que le site sélectionné pour cette expérience ait été choisi de façon à minimiser les problèmes de diffusion (sol homogène et sableux), le déplacement des bactéries n'est pas uniforme. D'après les auteurs, cette distribution hétérogène serait imputable aux phénomènes d'adsorption et de désorption des micro-organismes dans les micropores du milieu.

Venosa et al. (1995) ont constaté que pour la biodégradation du pétrole brut dans un milieu sableux côtier, l'apport de micro-organismes provenant d'un enrichissement ex situ de la population endogène, n'améliore pas l'efficacité du traitement.

Maxwell et Baqai (1995) citent un cas d'utilisation inadaptée de bactéries exogènes. Des germes cultivés en laboratoire ont été utilisés pour inoculer un sol contaminé par des hydrocarbures. Cependant, ces micro-organismes exogènes ont été inactifs vis-à-vis de la pollution. De plus, la biomasse a colmaté les puits d'injection, et des quantités importantes de contaminants ont été mobilisées vers la nappe au cours de cette opération. Cet exemple montre que l'utilisation inadaptée des micro-organismes exogènes peut avoir des conséquences négatives sur le résultat du traitement.

L'immobilisation des bactéries ou des enzymes dans un support augmente généralement leur résistance en conditions inhibitrices. de prolonger l'activité en milieu naturel des bactéries exogènes cultivées en laboratoire, l'immobilisation de ces organismes dans des micro-capsules a été proposée (Petrich et a l , 1995). Le transport de ces cellules encapsulées à partir des puits d'injection vers la zone polluée, à travers l'aquifere, est limité par la taille des capsules et par leur composition (agarose, alginate, polyuréthane). La fxation des bacténes sur des particules de charbon actif, de tourbe ou de vermiculite a également été testée (Lin et al., 1995).



c) Ecrans biologiques ou biofiltres

Si le phénomène de diffusion des micro-organismes actifs et injectés au sein de la zone polluée n'est pas encore techniquement maîtrisé, il est possible d'intercepter un flux de contaminant par un "écran biologique". Cette technologie, récemment développée, est basée sur le principe des lits bactériens fixés : une zone du sous-sol, transversale à l'écoulement d'une nappe contaminée, est enrichie en micro-organismes immobilisés et actifs vis-à-vis des polluants. L'écran biologique peut être créé en stimulant la population bactérienne autochtone, fixée dans le matériau composant le sous-sol non remanié. Une fracturation de la roche aquifere est susceptible d'augmenter la surface disponible pour l'attachement des micro-organismes. Pour un cas de pollution par de l'azote en nappe libre, les deux ~ o ~ g u r a t i o n s de biofiltre, roche non remaniée et roche fracturée, ont été comparées à l'échelle pilote (Chevron F., 1995).

Dans certains cas, la phase de latence est réduite par injection de micro-organismes exogènes. Rijnaarts et al. (1995) précisent que lorsque la zone contaminée est limitée à une zone dont la profondeur n'excède pas 5 m, l'écran biologique peut être constitué d'un matériau approprié (charbon actif, sable, tourbe) disposé dans une tranchée. Dans ce cas, il est possible de pré-ensemencer le support bactérien avec les micro-organismes possédant les propriétés voulues.

1.2. DISTRIBUTION DES ACCEPTEURS D'ELECTRONS DANS LA ZONE TRAITÉE

Un des premiers procédés de traitement biologique in situ, breveté en 1974, consistait à introduire dans la zone polluée du sous-sol une solution edchie en oxygène et sels nutritifs (Raymond, 1976). Les auteurs de ces premières expériences ont rapidement identifié un problème-clef associé à ce m e d'opération : la disponibilité en accepteur final d'électrons. L'accepteur fmal d'électron est le composé réduit par les micro- organimes au cours de la respiration cellulaire. Il peut s'agir de l'oxygène (métabolisme aérobie), ou d'autres substances comme le sulfate, le nitrate, le fer ferrique, ou le dioxyde de carbone (métabolisme anaérobie).

1.2.1. Biodégradation aérobie

L'utilisation de l'eau oxygénée sembla être une avancée technologique importante dans le domaine de la biodépollution in situ. En effet, le peroxyde d'hydrogène permet d'augmenter la quantité d'oxygène dissous dans l'eau au-delà de sa valeur à saturation. Les résultats intéressants obtenus à l'échelle du laboratoire (Brown et al., 1984) ont encouragé l'utilisation de l'eau oxygénée à grande échelle (API, 1987). Dans un premier temps, HzOz était utilisé comme unique source d'oxygène, dans les zones saturée et insaturée du sol. Cependant, l'injection d'eau oxygénée diluée dans la zone non saturée peut entraîner une perte non négligeable de réactif. En effet, la vitesse de percolation



dans un sol peu perméable peut être suffisamment faible pour que l'eau oxygénée se décompose avant d'atteindre le panache de pollution.

En raison du prix élevé du peroxyde d'hydrogène, son utilisation en zone non saturée fut rapidement supplantée par une nouvelle technique, consistant à faire circuler l'air dans le sol en créant une dépression de surface (soi1 vapor extraction). Ce procédé permettait de traiter la zone non saturée, mais l'injection de peroxyde demeurait le meilleur système d'oxygénation pour la nappe souterraine. De nouveaux inconvénients liés à l'utilisation d'H202 ont progressivement été mis en évidence. La décomposition incontrôlée de ce réactif s'est avérée coûteuse. En effet, certaines bactéries productnces de catalase (enzyme détruisant le peroxyde) se développent de façon indésirable, induisant une surconsommation d'eau oxygénée. D'autre part, certains auteurs (Lawes 1991) ont supposé que la présence de métaux dans le sous-sol favoriserait la dégradation du produit. Outre le problème de surcoût associé au gaspillage de réactif, la décomposition trop rapide du peroxyde entraîne des problèmes d'ordre technique : l'oxygène est dégagé sous forme de gaz, et peut provoquer une chute de perméabilité du sol à proximité des points d'injection. Enfin, l'eau oxygénée participe à la formation de précipités de fer en milieu réducteur. Ce phénomène peut conduire au colmatage de la nappe. Il est alors nécessaire de purifier l'eau, en éliminant les métaux par un traitement physico-chimique ex situ, avant de l'utiliser pour injecter le peroxyde.

Les inconvénients associés à l'utilisation de l'eau oxygénée ont favorisé le développement de procédés de remplacement. De nouvelles techniques d'oxygénation ont été proposées : utilisation d'air enrichi en oxygène pur, oxygène liquide, gaz sous pression, oxygène apporté sous forme de microbulles ou de colloïdes dans un mélange eaulsurfactant (Michaelsen et Lofti, 1990). Une technique peu onéreuse consiste à injecter de l'air au-dessous de la zone insaturée, dans la nappe d'eau souterraine (biosparging). Le gaz ainsi dispersé permet l'oxygénation de la zone saturée, et favorise le passage des polluants volatils de la nappe vers le sol non saturé. De nombreux dispositifs de biotraitements in situ combinent actuellement deux techniques : une injection d'air dans la nappe, et une circulation de gaz par dépression appliquée en surface pour la zone non saturée.

Un autre procédé utilise des substances libérant progressivement de l'oxygène dans le milieu (Noms, 1995). La société REGENERIS Bioremediation Products a mis au point un produit, composé de peroxyde de magnésium. Cette substance est incluse dans une matrice, placée dans la partie inférieure d'un puits, de façon à intercepter le flux d'eau souterraine contaminée. L'oxygène généré par le peroxyde de magnésium diffuse dans le milieu. Une série de puits, disposés perpendiculairement au sens de déplacement de l'eau souterraine, constitue une barrière pour les polluants : les molécules contaminantes apportées par la nappe sont biodégradées.

Un traitement mixte combinant le pompage des polluants et la stimulation des processus biologiques in situ par aération (bioslurping) a connu un développement rapide depuis 1993 (Keet, 1995). Son principe est le suivant : les polluants organiques sous forme de nappe non aqueuse sont pompés à l'interface nappelzone non saturée. Les gaz chargés en



polluants sont aspirés en même temps, et la dépression ainsi créée favorise une circulation de l'air dans la zone non saturée.

1.2.2. Biodégradation anaérobie

Lorsque le milieu pollué est très réducteur, l'apport d'oxygène pour stimuler un processus de biodégradation aérobie peut favoriser la précipitation de métaux. Dans ce cas, un colmatage du système d'injection et de l'aquifère par des précipités métalliques est possible (Hutchins and Wilson, 1994). Afin de permettre la biodégradation des polluants en conditions réductrices ou anaérobies, l'utilisation d'accepteurs d'électrons autres que l'oxygène a été testée.

Les composés susceptibles d'être utilisés par les bactéries à la place de l'oxygène sont le nitrate, le dioxyde de carbone, le fer ferrique, et le sulfate. Panni ces molécules, le nitrate suscite un intérêt particulier. En effet, le NO3 est peu onéreux, très soluble dans l'eau, il ne s'adsorbe pas sur les surfaces minérales du sol, et il ne se décompose pas. L'utilisation du nitrate présente cependant deux inconvénients non négligeables : sa teneur dans l'eau ne doit pas dépasser 50 ppm car il s'agit d'une molécule polluante, et la biodégradation de certaines molécules n'est pas réalisée en présence de nitrate. Par exemple, les bactéries capables de respirer les nitrates ne dégradent pas les n-alcanes, qui entrent dans la composition de la plupart des mélanges d'hydrocarbures détectés dans les sols pollués. Cet accepteur d'électron peut donc être utilisé dans certains cas de pollution bien défuiis et spécifiques.

L'obtention d'une d'activité bactérienne anaérobie est dans certains cas nécessaire : les polluants organiques halogénés ne peuvent pas être directement métabolisés par les organismes aérobies. Une première étape de réduction biologique en anaérobiose permet l'attaque ultérieure du produit déshalogéné par des germes aérobies.

Afin de dépolluer un site contaminé par un mélange de tétra- et tri-chloroéthylène, Alphenaar et al. (1995) proposent un biotraitement in situ faisant intervenir successivement des bactéries anaérobies, puis aérobies. La phase d'anaérobiose, stimulée par un apport de méthanol, devrait permettre la déchloration des polluants. Les sous-produits issus de cette déchloration seront biodégradés dans une zone aérobie grâce à l'apport d'un CO-métabolite (le phénol), facilitant leur assimilation par les micro- organismes, et par injection d'air.

Sur le terrain, la zone de biodégradation anaérobie sera située en amont de la zone de traitement aérobie par rapport au flux d'eau de la nappe souterraine. Un puits de soutirage situé en aval de la zone aérobie doit en principe éviter la dissémination des sous-produits de la biodégradation, et des nutriments introduits dans la nappe (méthanol et phénol). L'eau récupérée au niveau de cette station de pompage doit être traitée en bioréacteur, puis une partie de ce flux sera enrichie en méthanol avant d'être réinjectée au niveau de la zone anaérobie.



Ce dispositif de traitement à l'échelle pilote a été mis en place en 1995.

Un système basé sur le même principe, traitement séquentiel anaérobie puis aérobie, a été proposé par Vira et al. (1992). La biodégradation in situ du perchloroéthylène (PCE) pourrait être menée en disposant deux tranchées successives interceptant le flux de polluant. Il s'agit donc de mettre en oeuvre deux "écrans biologiques". Dans le premier, l'ajout de méthanol et le maintien de conditions anaérobies permettrait la réduction du PCE en intermédiaires métaboliques facilement biodégradables. La deuxième tranchée, alimentée en méthanol et oxygène, transformerait ces produits jusqu'au dioxyde de carbone grâce à l'intervention de bactéries méthylotrophes.

1.3. DISTRIBUTION DE NUTRIMENTS DANS LA ZONE TRAITÉE

Lorsque le sol ne contient pas suffisamment d'azote et de phosphore assimilables, la vitesse de biodégradation in situ peut être affectée. Des nutriments sont alors introduits an niveau de la zone polluée, par l'intermédiaire d'un système de drainage ou de puits d'injection.

Peu de publications précisent la nature chimique exacte des nutriments utilisés, sauf lorsque l'objet de l'étude porte précisément sur l'infiuence de ces produits. L'azote peut être fourni sous forme de nitrate (Atlas et Bartha,1992). Certains problèmes de colmatage des puits d'injection sont liés à la nature de la source de phosphore. En effet, l'orthophosphate (PO4) ou le diphosphate (P2O7) peuvent induire l'apparition de précipités insolubles en présence des éléments dissous dans l'eau souterraine. Par contre, l'utilisation d'hexarnétaphosphate, qui a moins tendance à former des précipités, permet d'éviter le phénomène de colmatage tout en assurant une distribution efficace de phosphore à l'ensemble de la zone polluée (Steiof et Dott, 1995).

Les puits destinés à l'injection des nutriments nécessaires pour activer la biodégradation des polluants sont parfois colmatés par la biomasse. Différentes solutions ont été proposées pour résoudre ce problème. Shouche et al. (1994) ont montré que l'addition des substances nutritives en mode discontinu (injections pulsées) permet de limiter le phénomène de colmatage. Une stratégie impliquant plusieurs puits d'injection fonctionnant en alternance a été optimisée.

Des engrais aux propriétés lipophiles ont été mis au point afin d'apporter les nutriments (azote et phosphore) à l'interface hydrocarbureleau, c'est-à-due là où la biodégradation est réalisée (Atlas et Bartha, 1992). Le produit proposé par Atlas et Bartha (1992) contient de l'urée paraffïmée et de l'octyl-phosphate. La société Elf Aquitaine a également commercialisé un engrais lipophile, l'inipol EAP 22 (LaDousse et al., 1987). Ce mélange d'urée et de laurethyl-phosphate contient de l'acide oléique en tant que source de carbone complémentaire.

Ces nutriments lipophiles ont principalement été utilisés en milieu marin ou côtier, afin de traiter les zones contaminées par les marées noires. Pritchard et Costa (1991) ont



constaté que l'inipol EAP 22 était moins efficace qu'un engrais soluble dans l'eau pour la biodégradation des hydrocarbures dans les couches sous-jacentes au sol de surface.

1.4. PROBLEMES SPECIFIQUES LIÉS AUX BIOTRAITEMENTS IN SITU

1.4.1. Polluants fortement associés à la phase solide

L'absence de mobilité des substances à dégrader est un obstacle à la biodégradation, lorsqu'une fraction de la quantité de polluant est fortement associée aux particules de sol. D'après Lethbridge et al. (1995), ce phénomène est généralement à l'origine du taux d'hydrocarbure résiduel en fui de traitement. Ces auteurs estiment aue les traitements biologiques permettent d'éliminer de 75 à 95 % de la quantité d'hydrocarbures initialement présente dans un sol pollué. Plus de 70 % des polluants résiduels sont - facilement biodégradés après avoir été extraits du sol par une méthode physico- chimique. Une solution économique à ce problème est de prolonger la durée du biotraitement. Le polluant se résorbe lentement. Une activité bactérienne minimale est entretenue, afin de détruire les molécules xénobiotiques dès qu'elles sont libérées dans le milieu. La concentration en polluant est réduite par l'action des micro-organismes à l'intérieur des pores du sol, ce qui favorise la désorption du polluant (Shouche et al., 1994).

Afin de réduire la durée du traitement, un procédé mettant en oeuvre des tensio-actifs est développé (Ducreux et al., 1995). Une partie des hydrocarbures est immédiatement récupérée par injection du surfactant, et pompage des polluants ainsi mobilisés. Par la suite, la biodégradation in situ est activée en présence de tensio-actifs dont le rôle est de rendre les hydrocarbures accessibles au métabolisme bactérien.

1.4.2. Faible perméabilité du milieu

La dispersion des produits injectés dans le sous-sol (zones saturée ou non saturée) pour accélérer la biodégradation des polluants est limitée par la faible perméabilité du milieu. Un procédé de fracturation pneumatique pour les sols peu perméables a été proposé, et des tests de démonstration de ce système ont été réalisés (Anderson et al., 1995). Les auteurs estiment que la pratique de ce type de fracturation pourrait faciliter la dispersion des nutriments et accepteurs d'électrons, mais aussi permettre l'injection de micro- organismes directement dans le milieu fracturé en évitant les problèmes de colmatage par la biomasse.

La résistance du milieu vis-à-vis de la diffusion des nutriments et des accepteurs d'électrons peut également être atténuée par un procédé électro-cinétique : un champ électrique appliqué au sol favorise la migration des espèces chimiques se présentant sous forme ionique (nitrate, phosphate, ...). Le procédé peut également améliorer la biodégradation des molécules polluantes dans la zone non saturée, en permettant un meilleur contrôle du pourcentage d'humidité (Lindgren et Brady, 1995).



1.4.3. Mobilité des polluants et de leurs sous-produits de dégradation

Lorsque les polluants sont particulièrement toxiques, la mise en oeuvre d'un biotraitement in situ risque de faciliter leur dispersion dans I'aquifere. Maxwell et Baqai (1995) citent une opération au cours de laquelle l'injection d'une suspension de micro- organismes dans le sous-sol a mobilisé des quantités importantes de contaminants (hydrocarbures aromatiques) vers la nappe.

Afin de dépolluer un site contaminé par un mélange de tétra- et tri-chloroéthylène, Alphenaar et al. (1995) proposent un biotraitement in situ faisant intervenir successivement des bactéries anaérobies, puis aérobies. La biodégradation anaérobie des polluants implique la formation transitoire de chlorure de vinyle, composé fortement toxique et mutagène. Un puits de soutirage situé en aval de la zone anaérobie doit en principe éviter la dissémination des sous-produits de la biodégradation, et des nutriments introduits dans la nappe (méthanol et phénol).

Dans certains cas, des barrières imperméables peuvent être installées pour limiter au maximum le risque de dispersion de molécules toxiques.

1.4.4. Température

L'activité des micro-organismes est ralentie lorsque la température diminue. En climat froid, le temps nécessaire pour décontaminer biologiquement une zone polluée peut être sensiblement plus élevé qu'en milieu tempéré. Afin d'accélérer le traitement par bioventing d'un site pollué par du fuel JP-4 sur une base militaire en Alaska, Leeson et al. (1993) proposent de réchauffer activement le sous-sol. Leur procédé implique une boucle de recirculation de l'eau souterraine, pompée, chauffée en surface dans un échangeur, puis réinjectée dans le panache de pollution. Ce dispositif a permis de maintenir une activité bactérienne élevée, mise en évidence par la vitesse de consommation de l'oxygène, pendant les mois d'hiver.



2. Résultats d'opérations réalisées à grande échelle

Il demeure extrêmement difficile de prouver que l'élimination d'un polluant est liée sans équivoque à l'activité in situ des micro-organismes, en raison de la complexité des systèmes physico-chimiques, hydrologiques et biologiques dans le sous-sol. Toute extrapolation à grande échelle de résultats obtenus en laboratoire est problématique. Cependant, de nombreuses études de cas, de taille pilote ou à l'échelle d'un site, ont apporté des indices sérieux suggérant l'élimination in situ des contaminants par la microflore (Baker et Herson, 1990).

Les informations recueillies lors de ces opérations ne sont souvent que partiellement divulguées sous forme de publications à large diffusion. Cependant, lorsqu'une technologie prometteuse est testée avec succès à grande échelle, les auteurs s'appliquent à démontrer la validité de leur travail sous forme de bilans détaillés.

Les différents documents analysés dans le présent chapitre ont été classés en trois groupes :

- groupe 1 : les rapports signalant l'échec ou l'efficacité partielle du traitement appliqué, - groupe 2 : les documents fournissant une information insuffisante pour juger le résultat

des opérations concernées, - groupe 3 : les publications démontrant l'efficacité du dispositif testé.

Les informations suivantes concernant chaque cas réel ont été rassemblées en annexe, lorsqu'elles étaient disponibles :

- les cibles visées par chaque opération (eau, sol, zone saturée ou non) en annexe 1, - les caractéristiques des zones polluées en annexe 2, - les niveaux de pollution avant et après traitement en annexe 3.

2.1. EFFICACITÉ MÉDIOCRE OU PARTIELLE DU TRAITEMENT

Le cas d'un échec complet est cité par Maxwell et Baqai (1995). Le procédé choisi par une société spécialisée dans le domaine de l'environnement pour traiter un sol contaminé par des hydrocarbures aromatiques comprenait une étape d'inoculation par des bactéries exogènes, et l'injection d'air pour faciliter la biodégradation aérobie. Cependant, les micro-organismes n'ont pas survécu à leur introduction dans le sous-sol, la biomasse en décomposition a colmaté les puits d'injection, et des quantités importantes de contaminants ont été mobilisées vers la nappe au cours de cette opération. Les auteurs présentent cette expérience en tant qu'exemple d'un traitement mal étudié et non adapté aux conditions du site.



Une étude pilote est effectuée par Hutchins et al. (1995a) sur un site pollué par un mélange de type BTEXTMB (benzène, toluène, éthylbenzène, xylène, et triméthylbenzène). Une zone du site a reçu des injections de nitrate, et une portion de terrain équivalente et isolée de la première est utilisée comme témoin. L'influence de l'apport d'accepteur d'électron devrait donc être évaluée par comparaison des teneurs en polluants dans les deux zones en fin de traitement.

Après 4,5 mois d'expérience, les différences de concentration en BTEXMTB entre l'aire traitée et l'aire témoin ne sont pas significatives. Seul le rapport entre les teneurs de deux polluants, 1,3,5 T M . et 1,2,3 TMB, l'un étant davantage dégradé que l'autre en condition de dénitrification, permet de déceler une activité dénitrifiante plus importante dans la zone traitée.

Les auteurs mettent en cause le temps d'expérimentation limité, et la possibilité d'une hétérogénéité dans la répartition du polluant entre les deux portions de terrain (existence de "poches" de pollution). Cependant, il est bien précisé que la configuration du site avait été décrite au préalable, et que les caractéristiques hydrogéologiques du site étaient connues, ainsi que la répartition verticale et horizontale des polluants. Cet article montre que malgré une analyse approfondie des caractéristiques du site, une hétérogénéité locale est susceptible de modifier de façon non négligeable le résultat et la durée du traitement.

Un traitement à l'échelle réelle est entrepris en 1993 par Hutchins et al. (19953) sur le principe de l'injection de nitrate pour éliminer des polluants de type BTEXTMB. La production transitoire de NO2 et N20 montre que le processus de dénitrification est actif. Après 6 mois de traitement, les analyses de prélèvements indiquent une diminution notable des teneurs en benzène et toluène dans certaines zones, mais peu de différence avec l'état initial à d'autres endroits. Des hétérogénéités locales dans la répartition des polluants sont mises en cause.

Les teneurs relatives en molécules facilement biodégradables et récalcitrantes à l'attaque bactérienne par dénitrification semblent indiquer que les micro-organismes ont dégradé une partie de la quantité initiale de polluants.

Deux opérations de démonstrations ont été conjointement menées par 1'U.S. Coast Guard et l'EPA sur des sites pollués par du fuel. De l'eau enrichie en peroxyde d'hydrogène et en nutriments était injectée dans la zone contaminée, alors que le niveau de la nappe était élevé par un apport d'eau propre pompée hors du périmètre contaminé, afin de noyer entièrement le panache de pollution (Atlas et Bartha, 1992). Après 18 mois de traitement, la concentration en hydrocarbures dans les points de contrôle a sensiblement chuté. Cependant, des prélèvements effectués à proximité du puits d'injection montrent que le sol contient encore 700 mg d'hydrocarbures totaux par kg.

Hoeppel et al. (1995) décrivent le traitement par la méthode de bioslurping (cf. 1.2.1.) de plusieurs sites contaminés avec du fuel JP-5. Ces auteurs mettent en évidence une limitation de l'efficacité de la méthode liée à la nature du polluant. En effet, si le


Synthèse bibliographique sur les traitements biologiques Ni situ

pompage permet de récupérer efficacement le fuel libre et flottant à la surface de la nappe, les micro-organismes sont peu actifs vis-à-vis des polluants dans la zone non saturée. La biodégradation semble inhibée par la faible solubilité des hydrocarbures constituant le fuel JP-5. En effet, dans une zone contaminée par des hydrocarbures plus solubles de type benzène ou toluène, les analyses de gaz révèlent une consommation active de l'oxygène par les bactéries.

Sturman et al. (1995) ont également mis en cause le problème de transport de polluant entre phase adsorbée et phase libre pour expliquer la lenteur du processus de biorémédiation in situ, pour le cas d'un aquifere sableux contaminé par un mélange de type BTEX. L'injection d'eau enrichie en O2 et en nutriments stimule la biodégradation, mais celle-ci est réalisée beaucoup plus lentement in situ qu'au laboratoire, en raison de la faible efficacité des transferts entre phase adsorbée et phase libre, et d'une diffusion non homogène de l'oxygène.

2.2. RÉSULTATS PARTIELS OU PEU DOCUMENTÉS

Atlas et Bartha (1992) signalent qu'un sol pollué par du fuel JP-4 a été décontaminé biologiquement par un apport de nitrate et de nutriments inorganiques dans la nappe. Un système de recirculation de l'eau par intermédiaire de puits d'injection et de pompage a été mis en place. La concentration en hydrocarbures aromatiques (benzène et al!qlbenzènes) dans l'eau a pu être réduite à moins de 5 yg 1-1. Cependant, dans cette publication, Atlas et Bartha considèrent que le nitrate est davantage une source d'azote qu'un accepteur final d'électrons.

Steiof et Dott (1995) donnent l'exemple d'un traitement basé sur le principe du pompage, du traitement sur site, puis de la réinjection de l'eau souterraine. Avant d'être renvoyée dans la nappe, I'eau est enrichie en nutriments et accepteurs d'électrons. Dans ce cas, les processus aérobie et anaérobie sont simultanément stimulés par du peroxyde d'hydrogène et du nitrate.

Pour un cas de contamination par du fuel n06, Kovacs et Landsman (1995) ont mis en place un dispositif de distribution d'oxygène et de nutriments utilisant le circuit hydraulique naturel pour transporter ces substances vers la zone polluée. Les auteurs estiment que le traitement devrait induire une diinution des teneurs en contaminants durant 3 ans.

Butler et Bartlett (1995) décrivent le cas d'un site pollué par divers hydrocarbures volatils, pour lequel la mise en place d'un simple système de bioventing a été décidée. L'injection d'air, d'après les auteurs, devrait suffire pour faire chuter la concentration en polluants dans la zone non saturée. Une étude comportant une campagne de prélèvements et d'analyses, la mise en place de capteurs sur site pour analyse des gaz et des autres paramètres physico-chimiques, et une modélisation des phénomènes de transports, a montré l'efficacité de la biodégradation intrinsèque dans la nappe polluée.



La biodégradation in situ peut, dans certains cas, se limiter à un traitement de finition, destiné à éliminer les contaminants résiduels sur un site, lorsque la majeure partie du sol pollué a été excavée. Ami, Schulz-Berendt et Poetsch (1995) décrivent le traitement de 38 000 t de sol pollué par des hydrocarbures, excavé et traité sur site par lixiviation en biopiles. Les faibles quantités de HAP associées au sol non excavé sont traitées in situ.

2.3. OPÉRATIONS AYANT DÉMONTRÉ L'EFFICACITÉ DU BIOTRAITEMENT

2.3.1. Dispositifs simples

Frankerberger et al. (1989) ont travaillé sur un site pollué par du diesel disséminé à partir d'une citerne enterrée. La concentration initiale en hydrocarbures totaux atteignait 1500 mg par kg de sol. La biodégradation de ces polluants a été stimulée en injectant des nutriments et de l'eau oxygénée. Après 6 mois de traitement, les teneurs en contaminants ont été réduites à moins de 1 mg par kg de sol.

Abou-Rizk et al. (1995) décrivent un cas de pollution se prêtant de façon idéale à un biotraitement in situ par injection d'air. il s'agit d'une nappe souterraine polluée par de l'acétone, des HAP, et divers autres polluants organiques. Les essais en laboratoire et une étude pilote ont montré qu'un simple apport d'oxygène par injection d'air dans la nappe suffit pour faire chuter les teneurs en polluants au-dessous des limites de détection. D'autre part, plusieurs caractéristiques du site sont favorables à l'application du traitement : une perméabilité élevée, un sol sableux, des concentrations en azote et phosphore suffisantes dans l'eau et le sol, un climat tempéré, et des polluants biodégradables.

2.3.2. Pompage et réinjection de l'eau souterraine

a) Eau enrichie en nutriments effou accepteurs d'électrons

Afm de purifier une nappe souterraine polluée par un mélange d'hydrocarbures aromatiques, Moon et Albergo (1995) ont mis en place un système d'aération in situlex situ. L'eau est pompée vers la surface et dirigée vers une station d'aération. Avant d'être réinjectée dans le sous-sol, elle est enrichie en nutriments. D'autre part, de l'air est directement injecté dans la nappe à proximité de la zone la plus polluée par du benzène. Ce dispositif permet à la fois de faire diminuer la concentration en contaminants par volatilisation, et de stimuler la biodégradation aérobie du benzène. Les auteurs estiment que le biotraitement a été remarquablement efficace. Il était prévu que l'opération se poursuive pendant 8 ans, mais les résultats collectés après 4 ans de fonctionnement semblent montrer que 6 ans au total suffiront pour obtenir une eau de qualité acceptable.

Un site pollué par 65 m3 de fuel domestique a été sélectionné pour la réalisation d'une opération pilote de bio-décontamination in situ par le BRGM et YESYS (BRGM-Esys report no. 31770, 1990). Le procédé est basé sur le principe suivant : l'eau souterraine



est pompée vers la surface, filtrée, enrichie en nutriments inorganiques et en peroxyde d'hydrogène, puis réinjectée dans la zone polluée par une série de puits. Après seulement 4 mois de traitement, le taux de dégradation des hydrocarbures dans le sol est supérieur à 50 % sur plusieurs niveaux de prélèvement. L'analyse des hydrocarbures résiduels révèle la disparition complète des n-alcanes. Plusieurs paramètres ont pu être corrélés à la biodégradation des polluants : la croissance des micro-organismes endogènes, ainsi que la production d'acidité et de CO2.

Thomson et al. (1995) décrivent le cas d'une nappe souterraine polluée par un mélange d'hydrocarbures aromatiques, aliphatiques, et de solvants chlorés. Afin de favoriser simultanément la biodégradation de ces différents types de molécules, les auteurs ont décidé d'injecter une eau enrichie à la fois en oxygène et en nitrate. Ils supposent que l'oxygène sera utilisé pour la dégradation du benzène et des aliphatiques, et que le nitrate permettra la minéralisation anaérobie des chloro-organiques. L'utilisation préférentielle de l'oxygène par les micro-organismes doit retarder sa diffusion par rapport à celle du nitrate. Les zones d'activation respectives des microflores aérobies et anaérobies sont distinctes. Ce procédé a été appliqué à l'échelle d'un site. Le niveau de dépollution correspondant à la potabilité de l'eau est atteint, dans certaines parties de la surface traitée, en 18 mois. Les auteurs estiment que la totalité de la nappe devrait être décontaminée en 4 ans. La stratégie des accepteurs d'électrons couplés est parfaitement adaptée au problème spécifique de ce site. Il faut préciser que le choix d'un traitement par biorémédiation a remplacé, dans ce cas particulier, un procédé de traitement ex situ (pump and treat) mis en place 4 ans avant le démarrage du dispositif in situ.

b) Eau traifée en surface

Un traitement mixte avec injection de nitrate en tant qu'accepteur d'électrons (réduction de NO3 en N2) a été mis en oeuvre sur le site d'une raffinerie abandonnée, au niveau duquel la nappe phréatique était fortement polluée par des hydrocarbures aromatiques. Le procédé de biorémédiation comprend une circulation de l'eau souterraine, pompée vers la surface puis réinjectée dans le sous-sol (Battennann et al., 1994). Avant d'être restituée à la nappe, l'eau subit un traitement d'épuration physico-chimique dont l'objectif est l'élimination des hydrocarbures et des métaux (fer, manganèse). Elle est ensuite enrichie en nutriments et dirigée vers les points d'infiltration. L'étape de traitement ex situ a pour objectif principal de limiter les phénomènes de colmatage des puits d'injection par la biomasse (se développant aux dépens des hydrocarbures) et par des précipités de métaux.

Deux accepteurs d'électrons ont été comparés : le nitrate et le peroxyde d'hydrogène. Le nitrate est plus efficace car le peroxyde d'hydrogène se décompose rapidement.

Estimation de la durée en fonction des résultats de tests sur terrain : 5 ans. Le site traité couvre 20 hectares. Pour 100 t d'hydrocarbures éliminés, 70 sont minéralisés dans le sous-sol et 30 sont volatilisées par stripping lors du traitement ex situ. Après 2 ans de fonctionnement, la quantité totale d'hydrocarbures traités s'élève à 300 t (Battennann et

Rapport BRGM R 39423 23


Meier-Lohr, 1995~). La surface de nappe souterraine contaminée a été réduite de moitié. Une chute de la consommation biologique de nitrate montre que la quantité de polluant dans le sous-sol a d i i u é . Après 3 ans de fonctionnement, 60 % des puits de contrôle fournissent des échantillons d'eau dépourvue d'hydrocarbures dissous (Battermann et Meier-Lohr, 19953). Un projet mené à son terme (Battermann, 1986) a montré que les hydrocarbures non dégradés en fin de traitement sont généralement peu solubles et que les concentrations résiduelles dans la nappe sont négligeables. L'expérience a montré que les résultats du pilote ne peuvent pas être directement extrapolés à l'échelle du site. Cependant, l'étude pilote fournit des informations indispensables pour le traitement définitif.

Lorsque le traitement est constitué d'un dispositif mixte, l'étape de biodégradation in situ peut être extrêmement simplifiée. Weymann et Hammerbeck (1995) décrivent un cas de biotraitement en "circuit fermé", appliqué à un site pollué par des hydrocarbures en climat froid. L'eau souterraine est pompée, traitée biologiquement dans un réacteur à lit fixé, enrichie en source d'azote, puis réinjectée dans le sous-sol. Aucun dispositif particulier n'est mis en place pour fournir de l'oxygène ou un autre accepteur d'électrons aux bactéries actives in situ. Les concentrations en BTEX sont 45 à 98 % plus faibles dans la nappe souterraine en fin de traitement. Les objectifs de dépollution sont atteints après 6 mois d'expérience.

2.3.3. Oxygénation de la zone non saturée

L'oxygénation de la zone non saturée par circulation d'un flux d'air (bioventing) a été appliquée in situ pour induire la biodégradation de divers polluants : fuels JP-4 et JP-5, diesel, essence et fuel domestique (Hoeppel et al., 1991). Les vitesses de biodégradation obtenues lors de ces opérations étaient comprises entre 1 et 20 mg d'hydrocarbure par kg de sol et par jour (Lee et Swindoll, 1993). En 1988, un traitement combinant bioventing (aération pour stimuler l'activité bactérienne) et venting (aspiration des gaz du sous-sol pour extraire les contarninants volatils) a fait l'objet d'une opération de démonstration sur le site de Hill Air Force Base pollué par du fuel JP-4 (Hmchee et al., 1991). Cette expérience a montré qu'environ 24% des hydrocarbures éliminés avaient été décomposés par les micro-organismes. Une opération similaire a été réalisée sur un site contaminé par du fuel JP-4 par Miller et al. (1991). Le remplacement journalier de la moitié des gaz présents dans la zone non saturée par de l'air injecté a permis d'obtenir une vitesse de biodégradation égale à 5 mg kg' j-1. Les bilans effectués lors de cette étude montrent que 82% des hydrocarbures éliminés ont été minéralisés biologiquement.

Afin de permettre la réalisation du bioventing lorsque le niveau de la nappe est très proche de la surface, il est possible d'accroître artificiellement l'épaisseur de la zone non saturée par un système de pompage de l'eau souterraine. Bulman et Nexland (1993) ont appliqué cette stratégie pour traiter à l'échelle pilote un site pollué par du diesel. Le périmètre non saturé ainsi créé est aéré par l'intermédiaire de puits d'extraction des gaz. Il est également arrosé de façon à maintenir un taux d'humidité favorable. Après 6 mois



de traitement, la teneur en hydrocarbures dans le sol a été réduite de 30 %. Par la suite, l'ajout de nutriments dans l'eau distribuée par le système d'irrigation permet de faire encore diminuer le niveau de contamination de 30 %. Les auteurs estiment que le seuil de décontamination fixé en début d'expérience, s'élevant à 1,5 g kg1, sera atteint après 2 ans de traitement.

2.3.4. Traitement simultané des zones saturée et insaturée

Un terrain très contaminé par des hydrocarbures, goudrons et HAP, à l'emplacement d'une ancienne usine à gaz, a fait l'objet d'une expérience de biotraitement in situ (Würdemann et al., 1995). Après avoir isolé la zone à traiter par des parois argileuses étanches, les opérateurs ont installé un dispositif composé des éléments suivants :

-pompage de l'eau souterraine afin d'abaisser le niveau de la nappe au-dessous de la zone polluée,

- aspersion de l'eau récupérée par pompage, enrichie en nutriments, et chauffée, - mise en place d'une circulation d'air dans la zone non saturée via un réseau de puits.

La biodégradation est réalisée dans la zone non saturée, qui est humidifiée, alimentée en nutriments, et chauffée.

Après 2,5 ans de traitement, 50 % des HAP dans le sol ont été biodégradés. La concentration en polluants dans la phase liquide a été réduite de 80 %, et sa toxicité de 98 %. Les auteurs estiment que le risque potentiel présenté par ce site a été considérablement amoindri.

Un cas de traitement efficace à l'échelle réelle est décrit par Nelson et al. (1994). Il s'agissait d'une pollution relativement restreinte (156,3 t d'hydrocarbures) et peu étendue. La contamination concernait à la fois la nappe souterraine et la zone non saturée du sol. Un système de traitement mixte, intégrant la biodégradation du polluant en place et la purification de l'eau souterraine dans une installation de surface, a été mis en place. Le dispositif comportait les éléments suivants :

- injection de nutriments inorganiques, - injection de peroxyde d'hydrogène -apport d'oxygène par une circulation d'air induite (aspiration des gaz de la zone non

saturée avec une pompe à vide), - pompage de l'eau souterraine, - purification de cette eau par des charbons actifs.

Les hydrocarbures initialement présents dans le sol ont été presque entièrement éliminés par cette opération en 2,5 ans. La majeure partie des polluants (94 %) a été minéralisée par les micro-organismes. Les traitements physiques (filtration de l'eau sur charbon actifs, et volatilisation par aspiration des gaz) ont faiblement contribué à la dépollution de façon directe. Cependant, ils ont participé indirectement au traitement biologique. En

Rapporf BRGM R 39423 25


effet, la circulation des gaz a favorisé la diffusion de l'oxygène. D'autre part, la purification de l'eau circulant dans le système a limité le colmatage des puits d'injection.

Une stratégie de traitement apparentée est décrite par Schent et Blank (1995) pour un site pollué par 2000 1 de fuel domestique. L'excavation est rendue impossible par la présence d'un bâtiment au-dessus de la zone contaminée. Le dispositif était un peu plus simple que celui de Nelson et al. :

- injection d'un nutriment commercial, soluble et biodégradable (BioCrack), - apport d'oxygène par une circulation d'air induite (aspiration des gaz de la zone non

saturée avec une pompe à vide), - pompage de l'eau souterraine, - purification de cette eau par des charbons actifs.

Une amélioration de l'activité biologique par les apports de nutriments est illustrée par l'augmentation de la vitesse de consommation de l'oxygène. En 12 mois, la concentration en hydrocarbures dans le sol a été réduite de 8800 mg kg-' à 350 mg kg'.

Un site pollué par une raffinene et abandonné depuis 1984 est actuellement traité par un procédé de biorémédiation in situ nommé BIOX-S et développé par la société Messer Griesheim Gmbh (Barbe et Beutler, 1995). Le traitement comprend les étapes suivantes :

- écrémage des hydrocarbures libres flottant à la surface de la nappe, - récupération d'eau souterraine contaminée par pompage, - traitement de cette eau dans une unité de surface (biofiltres à sable) pour élimination

des hydrocarbures et du fer, enrichissement en oxygène et nutriments de l'eau traitée, - ré-injection des 213 de cette eau dans la nappe, - répartition de 116 de cette eau dans des fossés de drainage pour alimenter la zone non

s&ée en oxygène et nutriments, - une partie de l'eau traitée (116) est éliminée vers une station de clarification.

Les essais préliminaires à l'échelle pilote ont montré que environ 50 % de la pollution est extraite par les dispositifs de surface (écrémage, pompage et traitement ex situ), et que les 50 % restants sont dégradés biologiquement in situ. Après 1 an de fonctionnement du système à l'échelle du site, 42 % de la quantité initiale d'hydrocarbures a été éliminée. Les auteurs estiment que le site sera entièrement nettoyé en 1998.



2.4. ANALYSE GLOBALE DES RÉSULTATS

Le nombre limité de documents cités dans le présent rapport n'est certainement pas un échantillon représentatif de l'ensemble des opérations de biotraitement in situ réalisées jusqu'à aujourd'hui, pour les raisons suivantes :

- cet inventaire est loin d'être exhaustif, - les expériences ayant fourni des résultats satisfaisants font certainement plus souvent

l'objet de publications largement diffusées que celles qui se sont soldées par un bilan décevant.

Cependant, un certain nombre d'informations peuvent être déduites de cet ensemble de données.

Les documents classés dans le groupe 1 révèlent les causes possibles d'un échec. La première, citée par Maxwell et Baqai (1995), est le choix d'une stratégie .inadaptée. D'après ces auteurs, une caractérisation sérieuse du site aurait montré l'efficacité des bactéries autochtones, et l'inutilité d'une injection de germes exogènes.

Les autres paramètres susceptibles de nuire à l'efficacité du traitement sont liés à la répartition hétérogène des polluants (Hutchins et al., 1995), et aux problèmes de transport des molécules entre phase adsorbée et phase libre (Hoeppel et al., 1995 ; Sturman et al., 1995).

La majorité des résultats médiocres ou partiels ont été obtenus avec des procédés n'autorisant pas un contrôle précis des conditions physico-chimiques du terrain, contrairement aux dispositifs les plus complexes, qui interviennent à la fois au niveau de la nappe et dans la zone non saturée. Cependant, plusieurs auteurs admettent qu'il est actuellement difficile d'évaluer le taux de biodégradation des polluants sur un site présentant des hétérogénéités dans la répartition des polluants, et dans la composition du sous-sol (l3aker et Herson, 1990 ; Hutchins et al., 1995).

Les données qualitatives et quantitatives fournies par les comptes-rendus d'opérations à grande échelle appartenant au groupe 3, c'est-à-dire dont les résultats du traitement sont positifs, sont rassemblées dans le tableau 1.

La plupart de ces publications présentent des cas de pollution par des dérivés pétroliers. Cependant, les résultats de Thomson et al. (1995), concernant un mélange d'hydrocarbures et de solvants chlorés, montrent que le traitement biologique in situ peut s'appliquer à d'autres familles de polluants.

La méthode utilisée pour quantifier l'efficacité du traitement est basée soit sur la qualité de l'eau de nappe, soit sur des séries d'analyses sur des prélèvements de sol. Une évaluation complète sur les deux phases est établie par Wurdermann et al. (1995), mais un tel bilan est moins fréquemment disponible.



L'analyse des gaz (O2, CO2, méthane) fournit des informations qualitatives (BRGM- Esys, 1995) ou quantitatives (Hichee et al., 1991 ; Lee et Swindoll, 1993) sur la vitesse de biodégradation in situ. Un bilan réactionnel indirect est possible lorsque les flux gazeux sont contrôlés.

TabL 1 - Opérations de décontamination biologique in situ, données qualitatives et quantitatives.

(*) : information non fournie



Conclusion

Une étude comparative des coûts associés à chaque type de traitement, pour les sols et les eaux souterraines contaminés par des hydrocarbures, a été réalisée par Kimberly et al. (1995). Le nombre de cas examinés s'élevait à 76 sites. Les résultats de cette analyse montrent que les biotraitements ex situ sont légèrement moins onéreux que les procédés biologiques in situ. Ce phénomène est attribué à la simplicité des traitements biologiques ex situ de types "biopiles" ou traitements en andins. Cependant, les techniques de biorémédiation in situ s'imposent lorsque l'excavation du sol est problématique. De plus, il s'agit du seul procédé susceptible d'être appliqué lorsque la zone polluée est très étendue.

L'aspect économique associé aux différentes stratégies de biorémédiation n'a pas été abordé dans la présente synthèse bibliographique. Cependant, l'analyse d'un nombre limité d'opérations indique des durées de traitements comprises entre 6 mois et 6 ans. Cet intervalle significatif, ajouté à la diversité des technologies, induit très probablement des disparités importantes au niveau des moyens mis en oeuvre.

Les documents publiés dans le domaine des traitements biologiques in situ ne fournissent pas systématiquement des informations démontrant de façon formelle l'efficacité des procédés. Environ 50 % des articles analysés dans le cadre du présent rapport demeurent peu précis sur les résultats. Cependant, malgré la complexité du milieu réactionnel que constitue le sous-sol, certains auteurs parviennent à quantifier de façon directe ou indirecte la dégradation'in situ des contaminants.

L'efficacité des traitements biologiques in situ peut être limitée par la faible perméabilité du milieu, ou par l'adsorption des polluants sur la phase solide. Pour résoudre ces problèmes spécifiques, certaines solutions ont été proposées, mais doivent encore être validées à l'échelle d'un site : perméation électro-cinétique, fracturation pneumatique, utilisation de tensio-actifs.

L'évolution des techniques permet d'envisager l'application de biotraitements in situ à des cas de pollution de plus en plus complexes. L'utilisation simultanée ou séquentielle des métabolismes aérobie et anaérobie pour l'élimination des molécules chlorées est un exemple de stratégie élaborée, actuellement testée à grande échelle.

Cependant, les systèmes de traitement les plus complexes ne sont pas les seuls à fournir des résultats satisfaisants. Lorsque les conditions du site le permettent, un traitement simple peut conduire à l'élimination efficace des substances polluantes (Frankerberger et a l , 1989).

Rappod BRGM R 39423


Bibliographie

Abou-Rizk J., Leavitt M. E., and Graves D. A. (1995) - In situ aquifer bioremediation of organics includiig cyanide and carbon disulfide. In: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds.R. E. Hichee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 175- 183.

Alphenaar A., Gemtse J., Kloetstra G., Spuij F., Urlings L., and Gottschal J. (1995) - In situ bioremediation of chloroethene-contaminated soil. in: Contaminated Soi1'95, eds. W. J. van der Brink, R. Bosman and F. Arendt, p. 833-841.

Anderson D. B., Peyton B. M., Liskowitz J. J., Fitzgerald C., and Schuring J. R. (1995) - Enhancing in situ bioremediation with pneumatic fracturing. in: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds.R. E. Hinchee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 467-473.

API. (1987) - Field study of enhanced subsurface biodegradation of hydrocarbons using hydrogen peroxide as an oxygen source. American Petroleum Institute Publication 4448.

Atlas R. M. (1981) - Microbial degradation of petroleum hydrocarbons: An environmental perspective, Microbiol. Rev., 45, p. 180-209.

Atlas R. M. and Bartha R. (1992) - Hydrocarbon biodegradation and oil spi11 bioremediation. In: Advances in Microbial Ecology, Vol. 12, Eds. K. C. Marshall, p. 287-338.

Baker K. H. and Herson D. S. (1990) - In situ bioremediation of contaminated aquifers and subsurface soils. Geomicrobiology Journal, vol. 8, p. 133-146.

Barbe J. et Beutler H.-J. (1995) - Microbial in situ remediation of a refinery site. In: Contaminated Soi1'95, eds. W. J. van der Brink, R. Bosman and F. Arendt, p. 1143- 1144.

Battermann G. (1986) - Decontamination of polluted aquifers by biodegradation. In: Contaminated soil, Martinus Nijhoff Publishers, p. 71 1-722.

Battermann G., Fried R., Meier-Lohr M. et Werner P. (1994) - Application of nitrate as electron acceptor at an in situ bioremediation of an abandoned refinery site: pilot study and large-scale operation. In: Hydrocarbon Bioremediation, eds. R. E. Hinchee, B. C. Alleman, R. E. Hoeppel et Miller R. N., p. 93-99.


Synthèse bibliographique sur les traitements biologiques Ni situ

Battermann G., and Meier-Lohr M. (1995~) - Nitrate as electron acceptor in situ abandoned refinery site bioremediation. In: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds. R. E. Hinchee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 155-164.

Battermann G., and Meier-Lohr M. (1995b) - Expenences with alternative electron acceptors in the large-scale in situ bioremediation of aromatic hydrocarbons. In: Contaminated Soi1'95, eds. W. J. van der Brink, R. Bosman and F. Arendt, p. 1147- 1148.

BRGM - ESYS (1990) - Testing of bioremediation by in situ accelerated biodegradation at Strasbourg, France. Rap. BRGM no 3 1 770 ENV 4s 90 - 15p.

Brown R. A., Leahy M. C., and van de Meene C. (1995) - Site closure through post remediation bioremediation. In: Contaminated Soi1'95, eds. W. J. van der Brink, R. Bosman and F. Arendt, p. 1167-1 168.

Brown R. A., Noms R. D., and Raymond R. L (1984) - Oxygen transport in Contaminated aquifers. In: Proceedings of petroleum hydrocarbons and organic chemicals in groundwater: prevention, detection, and restoration" (November 5-7, Houston, TX). Water Well Journal Publishing Compagny, Dublin, OH.

Bulman T. L. and Newland M. (1993) - In situ bioventing of a diesel fuel spill. Hydrological Sciences, vol. 38, p. 297-307.

Burlage R. S., Palumbo A. V., and McCarthy J. (1995) - Signal quantification of bactena for a groundwater transport experiment. In: Bioaugmentation for Site Remediation, eds. R. E. Hinchee, J. Fredrickson, and B. C. Alleman, Battelle Press, p. 139-148.

Butler W. A. and Bartlett C. L. (1995) - Taking advantage of natural biodegradation. In: Inûinsic bioremediation, eds R. E. Hinchee, J. T. Wilson, and D. C. Downey, p. 59- 65.

Chevron F. (1995) - BRGM - GRANDE PAROISSE S.A. - MINISTERE DE L'ENVIRONNEMENT - AGENCE DE L'EAU ARTOIS PICARDIE - Etude de la

i faisabilité technique d'un traitement in situ d'une pollution par de l'azote en nappe libre dans le secteur de MAZINGARBE (62) - Etudes cinétiques de la dénitrification hétérotrophe. Rap. BRGM N 2042 - 22p., 8 fig., 2 tab., 2 ann.

Ducreux J., Bavière M., Seabra P., Razakarisoa O., Shafer G., and Arnaud C. (1995) - Surfactant-aided recovery / In situ bioremediation for oil-contaminated sites. In: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds.R. E. Hinchee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 435-443.



Friello D. A., Mylroie J. R., and Chakrabarty A. M. (1976) - Use of genetically- engineered multiplasmid microorganisms for rapid degradation of fuel hydrocarbons. in: Proceediigs of the Third international Biodegradation Symposium, eds. J. M. Sharpley et A. M. Kaplan, Applied Science, London, p. 205-214.

Gemperliie A. F., Glascott R. A., and Fulton D. A. (1995) - Case study: in situ and intrinsic bioremediation strategies at a petroleum hydrocarbon site. In: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds.R. E. Hinchee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 81-87.

Ginn J. S., Sims R. C., and Murarka 1. P. (1995) - Zn situ bioremediation (natural attenuation) at agas plant waste site. In: Intrinsic biorernediation, eds R. E. Hinchee, J. T. Wilson, and D. C. Downey, p. 153-162.

Hinchee R. E., Miller R. N., and Dupont R. R. (1991) - Enhanced biodegradation of petroleum hydrocarbons: an air based in situ process. In: Innovative Hazardous Waste Treatment Technologies Senes, Volume 3 Biological Processes, eds H. M. Freeman and P. R. Sferra, Technomic Publishing Co., Lancaster Pennsylvania, p. 177-184.

Hoeppel R. E., Hinchee R. E., and Arthur M. F. (1991) - Bioventing soils contaminated with petroleum hydrocarbons. J: Zndustr. Microbiol., vol. 8, 141-146.

Hoeppel R. E., Kittel J. A., Goetz F. E., Hiichee R. E., and Abbott J. E. (1995) - Bioslurping technology application at naval middle distillate fuel remediation sites. In: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds. R. E. Hinchee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 389-400.

Hutchins S. R., Miller D. E., Beck P., Thomas A., Williams S. E., and Willis G. D. (1995a) - Nitrate-based bioremediation of JP-4 Jet fuel: pilot-scale demonstration. In: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds. R. E. Hinchee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 123-131.

Hutchins S. R., Wilson J. T. and Kampbelle D. H. (1995b) - Zn situ bioremediation of a pipeline spi11 using nitrate as the electron acceptor. In: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds. R. E. Hinchee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 143- 153.

Hutchins S. R. and Wilson J. T. (1994) - Nitrate-based bioremediation of petroleum- contaminated aquifer at park city, Kansas: site characterization and treatability study. In: Hydrocarbon Bioremediation, eds. R. E. Hiichee, B. C. Alleman, R. E. Hoeppel et Miller R. N., p. 80-92.

Keet B. A. (1995) - Bioslurping state of the art. In: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds. R. E. Hiichee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 329-334.



Kimberly L. D., Reed G. D. and Walter L. (1995) - A comparative cost analysis of petroleum remediation technologies. In: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds. R:E. Hinchee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 73-79.

Kovacs L. A. and Landsman M. C. (1995) - NO6 fuel oil bioremediation in fiactured bedrock. In: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds. R. E. Hiichee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 185-200.

Knimme M. L., Smith R. L., EgestoriT J., Thiem S. M., Tiedje J. M., Timmis K. N., and Dwyer D. F. (1994) - Behavior of pollutant-degrading microorganisms in aquifers: prediction for genetically engineered organisms. Environ. Sci Technol., vol. 28, p. 1134-1138.

Ladousse A., Tallec C., and Tramier B. (1987) - Results of 12 years of research in spilled oil biorernediation: Inipol EAP 22, In: Proceedings of the 1991 international Oil Spi11 Conference, American Petroleum Institute, Washington, D.C., p. 577-581.

Lawes B. C. (1991) - Soi1 induced decomposition of oxygen peroxyde. In: in sifu bioreclamation: application and investigation for hydrocarbons and contaminated site remediation, Buttenvorth-Heinemann, Stoneham, MA, p. 143-156.

Lee M. D. and Swindoll C. M. (1993) - Bioventing for in situ remediation. Hydrological Sciences, vol. 38, p. 273-281.

Leeson A., Hinchee R. E., and Kittel J. (1993) - Optimizing bioventing in shallow vadose zones and cold climates. Hydrological Sciences, vol. 38, p. 283-295.

Lethbndge G., Barros A., Kidd J. M., Lad D. D., Patterson M., and Thomas K. A. (1995) - The extent of cleaning achievable by bioremediation of soi1 contaminated with crude oil. In: Contaminated Soi1'95, eds. W. J. van der Brink, R. Bosman and F. Arendt, p. 1283-1284.

Lin J.-E., Lantz S., Schultz W. W., Mueller J. G., and Pritchard P. H. (1995) - Use of microbial encapsulation~irnrnobilization for biodegradation of PAHs. in: Bioaugmentation for Site Remediation, eds. R. E. Hichee, J. Fredrickson, and B. C. Alleman, Battelle Press, p. 21 1-220.

Lindgren E. R. and Brady P. V. (1995) - Electrokinetic control of moisture and nutrients in unsaturated soils. In: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds. R. E. Hinchee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 475-481.

Maxwell C. R. and Baqai H. A. (1995) - Remediation of petroleum hydrocarbons by inoculation with laboratory-cultured microorganisms. In: Bioaugmentation for Site Remediation, eds. R. E. Hinchee, J. Fredrickson, and B. C. Alleman, Battelle Press, p. 129-137.



Meyer O., Warrelmann J., and von Reis H. (1995) - Pilot plant stage bioremediation of CKW- and BTEX- contaminated soil by in situ idltration in combination with on- site water and air treatment at the mode1 site Appelheim. In: Contaminated Soi1'95, eds. W. J. van der Brink, R. Bosman and F. Arendt, p. 843-851.

Michaelsen D. L. and Lofti M. (1990) - Oxygen microbbles injection for in situ bioremediation: possible field scenarios. In: Innovative hazardous waste systems, Technotric Publishing Co., NY.

Miller R. N., Hiichee R. E., and Vogel C. M. (1991) - A field-scale investigation of petroleum hydrocarbon biodegradation in the vadose zone enhanced by soil venting at Tyndall Air Force Base. In: in situ Bioreclamation Applications and Investigations for Hydrocarbon and Contaminated Site Remediation, eds R. E. Hiichee and R. F. Olfenbuttel, Buttenvorth-Heinemann, Stoneham, Massachusetts, p. 283-302.

Moon R. E. and Albergo N. (1995) - Aromatic solvent bioreclamation in a highly anaerobic aquifer. In: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds. R. E. Hinchee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 281-286.

Nelson C. H., Hicks R. J. and Andrew S. D. (1994) - Zn situ bioremediation: an integrated system approach. in: Hydrocarbon Bioremediation, eds. R. E. Hinchee, B. C. Alleman, R. E. Hoeppel et Miller R. N., p. 125-132.

Norris R. D. (1995) - Selection of electron acceptors and strategies for in situ bioremediation. In "Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds. R. E. Hinchee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 483-487.

Ogunseita O. A. (1994) - Biochemical, Genetic, and ecological approaches to solving problems during in situ and off-site bioremediation. In: Process Engineering in Pollution Control and Waste Mimization, eds. D. L. WISE and D. V. TRANTOLO, Publ. Marcel Dekker, p. 171-192

Petrich C. R., Stormo K. E., Knaebel D. B., Ralston D. R., and Crawford R. L. (1995) - A preliminaty assesment of field transport experiments using encapsulated cells. In: Bioaugmentation for Site Remediation, eds. R. E. Hinchee, J. Fredrickson, and B. C. Alleman, Battelle Press, p. 237-244.

Prince R. C., Clark J. R., Lindstrom J. E., Butler E. L., Brown E. J., Winter G., Grossman M. J., Panish P. R., Bare R. E., Braddock J. F., Steinhauer W. G., Douglas G. S., Kennedy J. M., Barter P. J., Bragg J. R., Harner E. J. and Atlas R. M. (1994) In: Hydrocarbon Bioremediation, eds R. E. Hinchee, B. C. Alleman, R. E. Hoeppel et Miller R. N., p. 107-124.

Pritchard H. P. et Costa C. F. (1991) - EPA's Alaska oil spi11 bioremediation report, Environ. Sci. Technol., vol. 25, p. 372-379.



Raymond R. L. (1976) - Beneficial stimulation of bacterial activity in groundwater containing petroleum hydrocarbons. In: AICHE Symposium Series, vol. 73, p. 390- 404.

Rifai H. S., Borden R. C., Wilson J. T., and Ward C. H. (1995) - Intrinsic bioattenuation for subsurface restauration. In: Intrinsic bioremediation, eds R. E. Hinchee, J. T. Wilson, and D. C. Downey, p. 1-29.

Rijnaarts H. H. M., Hesselink P. G. M., and Doddema H. J. (1995) - Activated in situ bioscreens. In: Contaminated Soi1'95, eds. W. J. van der Brink, R. Bosman and F. Arendt, p. 929-937.

Robertielle A., Lucchese G., Di Leo C., Boni R. and Carrera P. (1994) - In situ bioremediation of a gasoline and diesel fuel contarninated site with integrated laboratos. experiments. In: Hydrocarbon Bioremediation, eds. R. E. Hiichee, B. C. Alleman, R. E. Hoeppel et Miller R. N., p. 133-139.

Schenk T. and Blank W. (1995) - In situ bioremediation of petroleum hydrocarbons. In: Contaminated Soi1'95, eds. W. J. van der Brink, R. Bosman and F. Arendt, p. 1349- 1350.

Schulz-Berendt V. and Poetzsch E. (1995) - Large-scale experience with biological treatment of contaminated soil. In: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds. R. E. Hinchee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 219-224.

Shouche M. S., Petersen J. N., Skeen R. S. and Hooker B. S. (1994) - Altemating extraction/injection well interactions for in situ biorernediation. Applied Biochemisby and Biotechnology, vol. 45/46, p. 775-785.

Sims R. C. (1990) - Soi1 Remediation Techniques at uncontrolled hazardous waste sites - A critical Review. J. A. P. C. A., vol. 40, p. 704-732.

Steiof M. and Dott W. (1995) - Application of hexametaphosphate as a nutrient for in situ bioreclamation. In: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds. R. E. Hinchee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 301-310.

Sturman P. J., Cunningham A. B., Niehaus S. L., and Wolfram J. H. (1995) - Mass transport in physical and biological BTEX removal in a sandy aquifer. In: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds. R. E. Hiichee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 461-466.

Thomas J. M., Gordy V. R., Bmce C. L., Hutchins S. R., Sinclair J. L., and Ward C. H. (1995) - In: Microbial Processes for Bioremediation, eds. R. E. Hinchee; C. M. Vogel et F. J. Brockman, p. 271-279.



Thomson J. A. M., Day M. J., Sloan R. L., and Collins M. L. (1995) - In situ aquifer bioreniediation at the French Lirnited Superfund Site. In: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds. R. E. Hiichee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 453- 459.

Venosa A. D., Suidan M. T., Haines J. R., Wrenn B. A., Strohmeier K. L., Eberhat B. L., Kadkhodayan M., Holder E., King D., and Anderson B. (1995) - Field bioremediation study: spilled crude oil on Fowler Beach, Delaware. In: Bioaugmentation for Site Remediation, eds. R. E. Hinchee, J. Fredrickson, and B. C. Alleman, Battelle Press, p. 49-56.

Vira A., Byrnes J., and Fogel S. (1992) - Technological requirements for the maintenance of specialized cultures in the subsurface environment: Complete biodegradation of PCE. Rapport 92-28.06 de llAir&Waste Management Association, for presentation at the 85th Annual Meeting & Exhibition, Kansas City, Missoury, June 21-26, 1992, p. 2-17.

Van de Vusse A. and Schut E. (1995) - Bottlenecks in application of in situ clean-up techniques. In: Contarninated Soi1'95, eds. W. J. van der Brink, R. Bosman and F. Arendt, p. 1513-1518.

Weymann D. F. and Hammerbeck L. M. (1995) - In situ closed loop bioremediation: rapid closure in a northem climate. In: Applied bioremediation of petroleum hydrocarbons, eds. R. E. Hiichee; J. A. Kittel et H. J. Reisinger, p. 225-233.

Würdemann H., Lund N. Ch., and Gudehus G. (1995) - Assessrnent of a biological in situ remediation - Results of a field experiment at a former gaswork site. In: Contaminated Soi1'95, eds. W. J. van der Brink, R. Bosman and F. Arendt, p. 823- 831.



Annexes



Ann. 1 - Opérations menées à grande échelle, cibles viséespar le traitement.

Rapport BRGM R 39423 41


Ann. 2 - Opérations menées à grande échelle, caractérisation de la zone polluée. ! 1 !

1 1

I

ux avec lentilles d

sier + couches de graviers



Ann. 3 - Opérations menées à grande échelle, caractérisation de la pollution avant et après traitement.

00 mg d'HT par kg de

1 de fuel r6cupMs par



ylbenzène, xylènes,

hes : chlorofome,


BRGM DIRECTION DE LA RECHERCHE

Département Géomatériaux et Géoprocédés BP 6009 - 45060 ORLEANS Cedex 2 - France - Tél. : (33) 02.38.64.34.34

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