TRANSPOL Cas réel n°3 Cahier des charges n°3 … · L’EGID n’a été convié à cet exercice qu’à partir du cahier des charges n°3, ce rapport contient donc toutes les

TRANSPOL

Cas réel n°3

Cahier des charges n°3

Simulations effectuées par l’Institut EGID Bordeaux 3

O. Atteia

26/06/2006

INSTITUT EGID BORDEAUX 3Environnement Géo-Ingénierie et Développement

UNIVERSITÉ MICHEL DE MONTAIGNE - BORDEAUX 3

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IntroductionL’objectif de cette étude est de modéliser un site pollué par des solvants chlorés situés sur un aquifère alluvial en Espagne. L’EGID n’a été convié à cet exercice qu’à partir du cahier des charges n°3, ce rapport contient donc toutes les informations concernant l’approche du site : le modèle conceptuel, la simulation des écoulements et du transport réactif. Ce rapport a été établi lors de l’étape 1 du CdC n°3 c.à.d en l’absence des données de 2005. Le dernier chapitre de ce rapport est consacré spécifiquement à la simulation des données fournies lors de l’étape 2.

Simulation des écoulements

Observations sur les données

Le site est implanté dans une plaine alluviale bien délimitée, siège d’un aquifère alluvial. Ce dernier est vraisemblablement de type hétérogène bien que les valeurs de perméabilité mesurées ne varient que sur un seul ordre de grandeur et sont comprises entre 60 à 600 m/j (soit au maximum observé de 7.10-3 m/s). Ces valeurs relativement élevées sont caractéristiques de faciès sableux et graveleux en absence d’argiles et de fines, caractéristiques d’un aquifère alluvial. Ces matériaux sont également caractérisés par des valeurs importantes de porosité.

Au regard des données piézométriques fournies, le cours d’eau alimente l'aquifère dans la partie amont alors que la rivière le draine à l'aval. Il semble cependant que la partie centrale de la rivière ait peu de relations avec l'aquifère en raison de la piézométrie, d'une part, et de la présence de polluant à l'est du site, à l'aval de la rivière.

Les données piézométriques de hautes eaux et de basses eaux sont relativement stationnaires avec un faible marnage. On peut donc assimiler le régime d'écoulement à un régime quasi-stationnaire, voire permanent.

Conditions aux limites

A partir des caractéristiques du site, nous avons élaboré un modèle conceptuel pour simuler les écoulements, il reprend les données du problème et ajoute quelques contraintes liées à l'observation des données et notamment au transport de polluants.

- Le domaine de modélisation est repris de l'énoncé (cf. fig. 1). En raison de la forme du domaine et pour la présentation graphique, nous avons préféré le faire pivoter de 90°.

- le régime hydrodynamique est considéré comme permanent, sans alimentation par la surface (les flux sont en effet très faibles), sans variation de niveau de la nappe.

- à l'est et à l'ouest du site, les limites sont à flux nul

- au sud nous avons imposé une condition de potentiel avec une piézométrie s’étageant entre 127 et 125,8m le long de la limite. Au nord, le potentiel est fixe à 124,5 m (fig.2).

Rapport Transpol EGID CdC n°3 – 26 Juin 2006

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- l'épaisseur de la nappe a été donnée par grandes zones (cf. fig.3)

- la perméabilité moyenne de la zone est fixée à 250 m/j, valeur moyenne résultant des essais de pompage. Nous avons testé plusieurs répartitions spatiales avec des zones de perméabilité ayant si possible des contours réalistes. Les aquifères alluviaux dans ce type de contexte sont très souvent constitués de faciès de sédimentation entrecroisés. Ainsi des formes de paléo-chenaux et de paléo-cours de la rivière sont très vraisemblables. Nous avons travaillé dans la gamme 50m/j à 500 m/j, afin de reprendre les quelques mesures effectuées sur site (fig.4).

- les concentrations des polluants nous ont guidé dans l'établissement des zones. Par exemple le forage QS1 est très peu contaminé alors qu'assez proche de la source, ceci signifie que les écoulements ne sont pas orientés de la source vers ce forage. De la même manière le forage PL présente un niveau de contamination assez proche de celui de Edilkamin alors qu'il est bien plus loin de la source, l'axe principal d’écoulement doit donc se situer plus à l'ouest.

- nous n'avons pas recherché à priori un ajustement parfait des valeurs de piézométrie car la question du transport était primordiale

Fig.1 : extension du domaine d’étude et forages utilisé pour le calage de la piézométrie

Fig.2 : carte des conditions aux limites


127126.8

126.6

126.4

126.125.8

124.5

Flux nul

Potentiel imposé

Potentiel imposé

S2

S3

S6

A vilanna

PL

PL2PR3

Edilkamin

NBV

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Fig.3 : épaisseur de la zone saturée (m)

Fig.4 : Zones de perméabilité utilisées pour les simulations (valeurs en m/j pour chaque zone)

Modèle numérique utilisé

Le modèle utilisé pour calculer les écoulements est Modflow2000 (version 1.10). Le pré- et le post-processing des données et résultats ont été réalisés à l’aide de l’interface VisualRflow développée à l'EGID.

L’écoulement est simulé en conditions permanentes sans alimentaiton par la surface et sans échange avec la rivière dans la partie centrale. La grille utilisée est de 5mx5m. Pour le solveur, nous avons utilisé l'option PCG (Preconditioned Conjugate Gradient) en raison de la rapidité de convergence de la solution et d'une meilleure balance de flux sur chaque cellule. La durée de la simulation est de quelques secondes sur un PC de bureau.


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15

13 13 17

19

11

5

Résultats

La carte piézométrique présentée en figure 5 permet de visualiser les résultats du modèle d'écoulement. La morphologie des écoulements est assez simple, ceci est dû à la relative homogénéité des perméabilité utilisées. Nous ne retrouvons pas exactement la carte piézométrique présentée dans le cahier des charges n°1, pour deux raisons principales. D'une part la carte piézométrique citée n'est pas en cohérence avec les hypothèses du modèle puisque sur la zone ouest les isopièzes ne sont pas perpendiculaires aux limites, alors qu'il s'agit de limites à flux nul. D'autre part, en raison du peu de points présents en aval de la source et de la très faible différence de charge, plusieurs interprétations de la piézométrie du site sont possibles.

La figure 6 illustre la relation entre charge mesurée et simulée pour les différents forages d'intérêt hors de la zone source. L'ajustement est tout à fait correct, hormis pour le forage d'Arids vilana. Néanmoins cet ajustement était impossible pour ce forage avec les conditions aux limites imposées. Les auteurs du cahier des charges stipulent néanmoins que la mesure de niveau piézométrique dans ce forage ne devait pas être prise en compte.

Fig. 5 : piézométrie calculée


124.6

124.8

125

125.2 125.4

125.6

125.8

126

6

Fig. 6 : relation entre hauteur piézométrique calculée et mesurée

Simulation du transport réactif

Observations sur les données

les variations temporelles de teneurs en polluants sont très importantes dans la zone source, il est difficile de dégager des paliers de valeurs. Ces évolutions rapides ne sont pas vraiment corrélées entre les différentes dates de mesure. Comme sur de nombreux sites, l’hétérogénéité de la source est importante (Atteia 2005). Il est donc difficile de donner une valeur bien définie du terme source. Il est même possible que les valeurs mesurées en différents points résultent de mélange verticaux au sein d'un forage et ne soient donc pas directement significatives du point source

On constate que le PCE forme la plus grande partie du panache, le TCE est présent à de très faibles concentrations, le DCE plus concentré que ce dernier et le CV absent. Le PCE subit donc une dégradation incomplète et le TCE est rapidement transformé en DCE, ce dernier ne se transforme pas en CV

On peut en déduire qu'il existe une zone réductrice fort peu étendue. En effet en présence d'une zone plus étendue on aurait plus de dégradation du PCE. Par contre les cinétiques sont rapides car il y a du DCE dans la source même, alors qu'il semble ne pas avoir été libéré dans le milieu. Cette zone réductrice peu étendue justifie l'absence de dégradation de DCE en CV qui nécessite des conditions très réductrices (Atteia & Franceschi 2001). L'analyse des distributions spatiales des espèces redox (O2,NO3) sur le site confirment ces observations. En effet, il n’y a de réduction significative des teneurs de ces espèces que sur quelques points (cf. CdC n°3).

Le PCE et le DCE ont des comportements similaires sur de nombreux points : en PR3, BV, PL, Edilkamin, c.à.d dans le panache, le rapport PCE/DCE est de 5:1, alors que dans la source, les deux composés suivent des courbes similaires, mais les rapports sont très variables selon les points et souvent bien plus élevés (de 5:1 à plus de 100:1). En fin de panache (Arids Vilana) le rapport augmente à nouveau et atteint 10:1. Il semble donc


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123,5

124

124,5

125

125,5

126

123 123,5 124 124,5 125 125,5 126

H m esuré (m )

H s

imul

é (m

) Arids vilanna

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que le DCE soit produit juste à l'aval de la source et ensuite les 2 produits se comportent comme des traceurs, en front de panache, le DCE pourrait être dégradé en conditions oxydantes et donner du CO2 et du Cl-.

Modèle conceptuel

Les hypothèses suivantes ont été utilisées pour réaliser la modélisation :

- Comme ceci était précisé dans les règles de modélisation, nous avons considéré que durant la première période de 0 à 1800j l’apport de PCE était constant,

- Nous avons considéré une source ne contenant que du PCE,

- Le PCE peut se dégrader en TCE puis en DCE par contre le DCE ne se dégrade pas en CV,

- Les paramètres de calage sont la largeur de la source et la concentration de PCE au sein de celle-ci, les dispersivités, les facteurs de retard, les constantes de dégradation et les valeurs de perméabilité des zones précédemment citées.

Une précision peut-être utile pour le rôle des zones de perméabilité dans le calage du transport. Assez couramment, les perméabilités sont calées pour ajuster la piézométrie puis elles ne sont plus retouchées lors de la simulation du transport. Or le transport d’un traceur est beaucoup plus sensible que la charge à une variation locale de la perméabilité. Ainsi, sur un domaine relativement mal équipé il est possible d’avoir de nombreuses combinaisons de perméabilité conduisant à des piézométries très proches mais à un transport très différent.

Calage

Pour le calage, nous n’avons pas tenu compte de la qualité de la mesure. En effet étant donné le faible nombre de mesures il est difficile d’en éliminer. De plus l’examen des données de forages distants de la source montre des données assez cohérentes, c.à.d avec des tendances stables lors de la période de mesure. Les variations importantes sont présentes proche de la zone source, ce qui est très courant en raison de l’hétérogénéité du sol et de la présence de poches de polluant souvent en phase organique.

Le calage aux puits a d’abord été effectué de façon approximative : il s’agissait d’obtenir une très faible valeur pour QS1, des valeurs élevées pour BV et PR3, moyennes pour PL et Edilkamin et enfin faible pour Arids Vilanna. Ceci implique que le panache passe entre PL et Edilkamin et parte ensuite vers l’est.

Bien qu’une valeur de Kd ait été fournie pour le PCE nous l’avons considéré comme variable de calage. En effet cette valeur de Kd est très élevée, conduisant à un facteur de retard de l’ordre de 10 pour le PCE. Avec un facteur de retard de cet ordre l’état stationnaire n’est atteint qu’au bout de 10 ans et il n’est pas possible de modéliser la baisse de teneurs en PCE constatée depuis l’année 2000 sur la majorité des forages du panache. Avec le scénario imposé, la baisse des teneurs ne se répercute que très tard si l’on utilise un facteur de retard proche de 10. Il semble donc que l’échantillon testé ait été plus chargé en matière organique que le reste du site. Les valeurs de Koc fournies dans la littérature sont très variables, nous avons considéré des valeurs moyennes de 160,150 et 30 L/kg respectivement pour PCE, TCE, CV ce qui est plutôt une fourchette


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basse. Après différents tests de temps de réaction du système étudié, la fraction organique foc a été ajustée à une valeur de 0,1%.

Nous utilisons un code multi-espèces qui permet de simuler à la fois la matière organique conduisant aux conditions réductrices, ainsi que les espèces complémentaires comme l’O2 les nitrates ou les sulfates. Or l’extension du panache réducteur est très sensible à la dispersivité latérale (Atteia & Guillot 2006). La première étape de simulation consiste donc en une détermination approximative de la dispersivité latérale en essayant de caler les teneurs en O2 et NO3. Lors de cette approche nous n’avons pas utilisé les sulfates car ceux-ci ne semblent pas montrer de dégradation. Les valeurs ainsi calées sont respectivement de 50 m et 3 m pour les dispersivités longitudinales et latérales. Un calage précis de la dispersivité latérale est rarement effectué. Dans la plupart des cas, la dispersivité longitudinale est fixée à 1/10° de l’échelle du problème (souvent la taille du panache de traceur) et la dispersivité latérale est fixée à 1/10° de celle-ci. Cette approche est trop simplificatrice et à des conséquences importantes sur les formes relatives des panaches de chacune des susbtances, aussi nous avons réalisé un calage plus précis.

Dans un premier temps, nous avons considéré que le PCE fonctionnait comme un traceur et fait un ajustement approximatif : en effet d’après les données de PL et Edilkamin seulement 20% environ du PCE a été dégradé. Lorsque la distribution du PCE sans dégradation a été satisfaisante, nous avons travaillé sur le phénomène de dégradation. En raison de la faible concentration de TCE sur les différents points du site nous avons imposé une constante de dégradation du TCE en DCE élevée. Ceci conduit la majeure partie du PCE dégradé à se transformer en DCE. La variable d’ajustement a donc été principalement la constante de dégradation du PCE en TCE.

Modèle numérique utilisé

Le modèle numérique utilisé pour le transport et les réactions de biodégradation est VisualRflow, en cours de développement à l’EGID. Ce code consiste en une approche semi-analytique du transport et entièrement analytique de la séquence de dégradation. Le transport est basée sur une approche de type « Tubes de flux » que nous avons développé alors que l’approche réactionnelle est un extension du principe de superposition utilisé dans bioscreen et biochlor pour des cas beaucoup plus complexes (Atteia 2006). Dans notre approche les réactions chimiques sont considérées explicitement c.à.d que la simulation implique de la matière organique qui réagit avec la séquence naturelle des accepteurs d’électrons (O2, NO3 …) puis le H2 produit lors de la fermentation permet la réduction séquentielle des solvants chlorés selon une cinétique choisie par l’utilisateur. Nous avons donc une réelle modélisation des réactions en présence et des facteurs limitant celle-ci.

L’injection de la matière organique et des polluants se fait par l’intermédiaire d’une zone source de composition constante sur toute la hauteur de l’aquifère. Le flux injecté sera donc déterminé à partir du flux d’eau passant au travers de cette zone et de la concentration en polluants au sein de celle-ci. Comme nous utilisons une solution analytique, les concentrations en amont de cette zone ou à un m de celle-ci sont nulles. La zone source est située à x=460 m et y :[520 ,540m] (cf fig. 1) (coordonnées réelles X=472710-730, Y=4646460) , ainsi les forages situés en amont cette zone (S2, S6) ou sur les bords (QS2) auront des concentrations en polluants nulles. Ceci n’est pas en


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accord avec la réalité car dans la zone source les teneurs sont très variables et la diffusion peut entraîner une concentration non nulle en amont de cette zone source. Les teneurs que nous proposons proche de la zone source sont donc à considérer comme une simplification importante utilisée afin de modéliser les teneurs dans le panache.

Résultats

Les principaux résultats, les champs de concentrations des différentes espèces, sont représentés en figure 7. Nous voyons que comme nous l’avions signalé lors de l’analyse des données, le panache passe bien entre PL et Edilkamin pour s’étendre vers l’est. Le TCE est en concentration très faible et le rapport PCE/DCE est proche de 5 :1 comme dans les données.

Il apparaît aussi très clairement que seuls quelques forages proches de la source sont dépourvus d’oxygène et ont des concentrations en nitrates plus faibles que dans les eaux souterraines environnantes, comme le montrent les données du site.

Les constantes de dégradation des substances sont assez élevées, comme nous l’avions envisagé lors de l’analyse des données.

nom unités valeur de calage

Taux injection PCE (to à 1800 j) R1 kg/j 0,702

pente du taux d'injection (1800 à 5400 j) m kg/j2 0,00039

Constante de dégradation du 1er ordre PCE λPCE 1/j 0,4

Constante de dégradation du 1er ordre TCE λΤCE 1/j 5

Constante de dégradation du 1er ordre DCE λDCE 1/j 0,001

(uniquement en présence O2)

Constante de dégradation du 1er ordre VC λCV 1/j 0

Coefficient de partage sol-eau PCE Kd PCE L/kg 0,49

Coefficient de partage sol-eau TCE Kd TCE L/kg 0,45

Coefficient de partage sol-eau DCE Kd DCE L/kg 0,03

Coefficient de partage sol-eau VC Kd CV L/kg 0,01

Produit Kd masse volumique PCE ρb Kd PCE - 3

Produit Kd masse volumique TCE ρb Kd TCE - 2,8

Produit Kd masse volumique DCE ρb Kd DCE - 0,2

Produit Kd masse volumique VC ρb Kd CV - 0,05


10


PCE mg/L TCE mg/L

DCE mg/L O2 mg/L

Figure 7 : Panaches à t1 (1800j)

0.3

0.3

0.1

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Les profils de concentration obtenus aux différents forages montre que nous obtenons des résultats satisfaisants pour la majorité des forages, avec une surestimation pour Arids Vilanna. Néanmoins ajuster un modèle aussi loin de la source avec un seul point


0

200

400

600

800

1000

1200

1200 1800 2400 3000 3600

date (j depuis to)

PCE mesure TCE mesure DCE mesure

PCE TCE DCE

Bonmati V

Con

c (u

g/L)

0

50

100

150

200

250

300

350

1200 1800 2400 3000 3600

date (j depuis to)


PCE TCE DCE

PL2

Con

c (u

g/L)

0

20

40

60

80

100

120

1200 1800 2400 3000 3600

date (j depuis to)


PCE TCE DCE

QS1

Con

c (u

g/L)

0

50

100

150

200

250

300

350

400

1200 1800 2400 3000 3600

date (j depuis to)


PCE TCE DCE

Edilkamin

Con

c (u

g/L)

0

100

200

300

400

500

600

700

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1200 1800 2400 3000 3600

date (j depuis to)


PCE TCE DCE

PL

Con

c (u

g/L)

0

20

40

60

80

100

120

140

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1200 1800 2400 3000 3600date (j depuis to)


PCE TCE DCE

Arids Vilanna

Con

c (u

g/L)

Figure 8: Profils de concentrations mesurés et simulés sur différents forages

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est un exercice délicat. Il faudrait au moins un autre point pour localiser plus précisément le panache. Nous constatons par ailleurs que les variations de concentration observées sont beaucoup plus rapides que celles que nous modélisons. Ceci est lié au facteur de retard et à la vitesse au sein de l’aquifère. En effet en présence de retard il y a une quantité importante de matière adsorbée sur la phase solide de l’aquifère qui peut-être libérée lorsque la concentration à la source diminue. Il aurait aussi été possible simuler des vitesses plus élevées dans l’aquifère, mais ceci ne correspondrait plus aux perméabilités et piézométries observées. Enfin, le schéma imposé demandait une pente de diminution des concentrations en PCE au sein de la source entre 1800 et 3600 j. Hors de ce schéma, il aurait été possible de travailler sur une décroissance plus rapide du PCE dès 1500j p.ex. qui aurait permis un meilleur ajustement aux données.

Etape 2L’étape 2 de ce cahier des charges prévoyait la fourniture de nouvelles données obtenues sur le site et la réalisation d’une nouvelle simulation. Après avoir reçu les données en question, il nous est apparu que celles-ci étaient en accord avec nos prévisions, nous n’avons donc rien changé dans nos simulations. Les graphiques présentés ci-dessous reprennent la figure 8 en y ajoutant simplement les données de 2005. Comme pour les données antérieures, l’ajustement du modèle est correct sans être parfait, avec une surestimation importante à Arids Vilanna.


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200

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1200 1800 2400 3000 3600

date (j depuis to)


PCE TCE DCE

Bonmati V

Con

c (u

g/L)

0

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date (j depuis to)


PCE TCE DCE

Edilkamin

Con

c (u

g/L)

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100

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1200 1800 2400 3000 3600

date (j depuis to)


PCE TCE DCE

Arids Vilanna

Con

c (u

g/L)

Figure 9 : Profils de concentrations mesurés et simulés sur différents forages, incluant les données de 2005

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Observations finalesEn raison de la disparité des données, il est tout à fait évident qu’il pourrait y avoir plusieurs scénario de modélisation se rapprochant des données. Une des difficultés rencontrées s’est située dans les variations de concentrations rapides aux différents points. Ceci n’est pas en accord avec un coefficient de partage Kd élevé pour le PCE. Néanmoins, il y aurait une autre possibilité que n’avons pas eu le temps d’explorer. Il est possible que la contamination soit plus ancienne et qu’elle soit variable depuis longtemps, les pics observés aux différents points concerneraient des variations ayant eu lieu à la source des années auparavant. Ceci ne pouvait être modélisé avec le scénario imposé.

Nous venons de signaler que les hypothèses sur l'état stationnaire du panache après 5 ans de simulation ne nous paraissaient pas correspondre aux données. Par ailleurs si l'on suppose que cet état stationnaire est atteint, le facteur de retard ne joue aucun rôle sur la simulation. En effet le facteur de retard ralentit le déplacement du front du panache mais lorsque le produit a transité dans une zone la sorption ne joue plus aucun rôle. En d’autres termes, en présence de sorption un panache mettra plus de temps a atteindre un état stationnaire, mais celui-ci sera le même qu'en l'absence de sorption. Ainsi les résultats à 1800 j ne devraient pas être influencés par le facteur de retard. Ceci n’est pas le cas dans la simulation que nous présentons car l’état stationnaire n’est pas complètement atteint pour 1800 j même en considérant un Rf faible pour le PCE (Rf =4).

Les résultats et la modélisation semblent converger vers une baisse notable des teneurs dans le panache. D’ici 4 à 5 années les teneurs dans la nappe devraient donc retrouver des niveaux « acceptables ». Il convient cependant d’être très prudent sur ce genre de jugement. Cette baisse de teneurs ne signifie pas forcément une élimination quasi-totale de la source de contamination. En effet le forage Botex montre encore des teneurs très élevées qui signalent qu’une source est toujours présente même si le flux de polluants émis semble faible. Les données des années précédentes montrent de très grandes variations de teneurs en aval de la source. Il est donc possible d’observer de nouvelles variations conduisant à des augmentations de teneur en certains points. Une vigilance particulière s’imposera lors d’éventuels travaux sur le site.

RéférencesAtteia, 0. (2005) Chimie et pollutions des eaux souterraines. 400 p. Lavoisier Paris New-York.Atteia, O. , Franceschi, M. (2001) Conditions chimiques contrôlant l'atténuation naturelle des BTEX et solvants chlorés : un état des

connaissances. Rev. Sci. Eau 14(4), 419-444.Atteia, O. , Guillot, C. (2006) Factors controlling BTEX and chlorinated solvents plume length under natural attenuation conditions.

J. Contam. Hydrol. Accepted .Atteia O. (2006) Visual Rflow : a fast semi-analytical software to simulate reactive transport of dissolved compounds in porous

media Comput Geosci. soumis


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