N° d'ordre 99 ISAL : 99 ISAL 116 année 1999 THÈSE présentée devant L'INSTITUT NATIONAL DES SCIENCES APPLIQUÈES DE LYON pour obtenir LE GRADE DE DOCTEUR Spécialité : CONCEPTION EN BATIMENT ET TECHNIQUES URBAINES Isabelle MARTINELLI Titulaire du D.E.A. INFILTRATION DES EAUX DE RUISSELLEMENT PLUVIAL ET TRANSFERT DE POLLUANTS ASSOCIES DANS LE SOL, URBAIN - VERS UNE APPROCHE GLOBALE ET PLURIDISCIPLINAIRE Soutenue le : 17 décembre 1999 jury : ALFAKIH Elham Directeur de thèse BLANCHARD Jean-Marie Rapporteur CHOCAT Bernard DEPLAGE Pierre Rapporteur LEGRET Michel Rapporteur MIRAMOND Marcel
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Infiltration des eaux de ruissellement pluvial et ...theses.insa-lyon.fr/publication/1999ISAL0116/these.pdf · N° d'ordre 99 ISAL : 99 ISAL 116 année 1999 . THÈSE . présentée
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N° d'ordre 99 ISAL : 99 ISAL 116 année 1999
THÈSE
présentée
devant L'INSTITUT NATIONAL DES SCIENCES APPLIQUÈES DE LYON
pour obtenir
LE GRADE DE DOCTEUR
Spécialité : CONCEPTION EN BATIMENT ET TECHNIQUES URBAINES
Isabelle MARTINELLI
Titulaire du D.E.A.
INFILTRATION DES EAUX DE RUISSELLEMENT PLUVIAL ET TRANSFERT DE POLLUANTS ASSOCIES
DANS LE SOL, URBAIN
- VERS UNE APPROCHE GLOBALE ET PLURIDISCIPLINAIRE
Soutenue le : 17 décembre 1999
jury :
ALFAKIH Elham Directeur de thèse
BLANCHARD Jean-Marie Rapporteur
CHOCAT Bernard
DEPLAGE Pierre Rapporteur
LEGRET Michel Rapporteur
MIRAMOND Marcel
Sommaire
6
RESUME 11
LEXIQUE 13
INTRODUCTION 16
1 : CONTEXTE DE LA RECHERCHE 19
1.1 : La problématique de l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial 19
1.2 : Les spécificités du sol urbain 22
1.3 : Les enjeux et les difficultés de la pluridisciplinarité 24
1.4 : Les notions de modélisation et d’échelle 26
1.4.1 : La modélisation 26
1.4.2 : Les échelles spatiales 26
L’échelle moléculaire : 27
L’échelle microscopique : 27
L’échelle macroscopique : 27
L’échelle mégascopique : 28
1.4.3 : Echelles temporelles 29
Echelle événementielle et inter-événementielle 29
Echelle annuelle 30
Echelle du vieillissement d’un ouvrage 30
Echelle des variations d’ordre structurel 31
1.4.4 : Le changement d’échelle 32
1.5 : Conclusion 36
2 : LES POLLUANTS LIES A L’INFILTRATION DES EAUX PLUVIALES 37
2.1 : Introduction 37
2.2 : Les Substances inorganiques 38
2.2.1 : Les éléments traces 38
Plomb 38
Cadmium 41
Zinc 43
Cuivre 44
Sommaire
7
2.2.2 : Les nutriments (azote, phosphore) et les sels 45
Produits azotés 47
Produits phosphatés 49
Les sels 50
2.3 : Les substances organiques : les hydrocarbures et produits dérivés 53
2.3.1 : Les hydrocarbures aliphatiques 54
2.3.2 : Les hydrocarbures aromatiques ou arènes 54
2.3.3 : Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) 55
2.3.4 : Les composés organo-halogénés volatils et non volatils 58
2.3.5 : Phénols, phtalates et dérivés 61
2.3.6 : PCB, Dioxine 61
2.4 : Les microorganismes pathogènes 63
2.4.1 : Les virus 63
2.4.2 : Les bactéries : 66
2.5 : Conclusion 70
3 : LES PROCESSUS LIES A L’INFILTRATION DES EAUX PLUVIALES ET
AU TRANSFERT DES POLLUANTS ASSOCIES 72
3.1 : Introduction 72
3.2 : Processus physiques 73
3.2.1 : Percolation 73
3.2.2 : Lixiviation 80
3.2.3 : Diffusion 81
3.2.4 : Lessivage 82
3.2.5 : Filtration mécanique 84
3.2.6 : Décantation 85
3.2.7 : Volatilisation 85
3.3 : Processus Physico-chimiques 88
3.3.1 : Précipitation 91
3.3.2 : Sorption 91
Adsorption non spécifique 91
Adsorption spécifique 91
Coprécipitation 92
Chélation - complexation 93
La sorption de manière générale 93
Sommaire
8
3.4 : Processus chimiques 98
3.4.1 : Photolyse 98
3.4.2 : Hydrolyse 98
3.5 : Processus biochimiques 100
3.5.1 : Oxydoréduction 100
3.6 : Processus biologiques 102
3.6.1 : Rétention biologique des polluants 103
3.6.2 : Transformation des composés inorganiques 103
Nitrification - Dénitrification 103
Transformation du phosphore 104
Transformation des métaux 104
3.6.3 : Transformation des composés organiques 104
Biodégradation 104
Cométabolisme 105
Transformation non enzymatique 105
Photosynthèse - Respiration 105
Bioaccumulation et bioamplification 106
3.7 : Processus biophysiques 107
3.7.1 : Broyage 107
3.7.2 : Aération 107
3.8 : Conclusion 108
4 : LES INTERACTIONS ENTRE LES POLLUANTS ET LES
PROCESSUS : EXTRACTION DES PRINCIPAUX PARAMETRES 112
4.1 : Introduction 112
4.2 : Les interactions entre les polluants 113
4.2.1 : Interactions entre les métaux lourds 113
4.2.2 : Interactions entre les métaux lourds et les produits azotés 113
4.2.3 : Interactions entre les métaux lourds et les produits phosphatés 113
4.2.4 : Interactions entre les métaux lourds et les sels 114
4.2.5 : Interactions entre les métaux lourds et les composés organiques 114
4.2.6 : Interactions entre les métaux lourds et les microorganismes pathogènes 115
4.2.7 : Interactions entre les produits azotés et phosphorés 115
4.2.8 : Interactions entre les produits azotés et les sels 116
4.2.9 : Interactions entre les produits azotés et les bactéries. 116
Sommaire
9
4.2.10 : Interactions entre les polluants organiques 116
4.2.11 : Conclusion 117
4.3 : Les interactions entre les processus 119
4.3.1 : Interaction des processus physiques (percolation, lessivage, lixiviation) entre eux et avec les
autres processus 119
4.3.2 : Interaction des processus physico-chimiques (précipitation, adsorption spécifique et non
spécifique, chélation, coprécipitation) entre eux et avec les autres processus 119
4.3.3 : Conclusion 120
4.4 : Importance des différents processus sur le transfert des polluants 122
4.4.1 : Le transport et la rétention des métaux lourds dans le sol 122
4.4.2 : Le transport et la rétention des produits azotés et des sels 125
4.4.3 : Le transport et la rétention des produits phosphatés 125
4.4.4 : Le transport et la rétention des substances organiques 126
4.4.5 : Le transport et la rétention des microorganismes pathogènes 127
4.4.6 : Conclusion 128
4.5 : Les paramètres principaux 129
4.5.1 : La vitesse d’infiltration : conductivité hydraulique et courbe de répartition vélocimétrique 129
4.5.2 : La teneur en eau, le potentiel de pression hydraulique 135
4.5.3 : Le pH 137
4.5.4 : L’Eh 139
4.5.5 : La teneur en matière organique 140
4.5.6 : La teneur en argile 141
4.5.7 : La granulométrie et la porosité 142
4.5.8 : La CEC 142
4.5.9 : La température 143
4.5.10 : L’activité biologique et le taux d’oxygène 146
4.5.11 : Conclusion 146
4.6 : Conclusion 151
5 : APPROCHE DE L’INFILTRATION A L’ECHELLE D’UN OUVRAGE 152
5.1 : Choix d’un ouvrage 152
5.2 : Echelle spatiale associée 153
5.3 : Echelle temporelle 155
5.4 : Modélisation du fonctionnement du sol aux échelles mégascopique et du vieillissement de
Sommaire
10
l’ouvrage 158
5.4.1 : Hypothèses de fonctionnement et paramètres représentatifs 158
La courbe de répartition vélocimétrique de l’infiltration 158
Granulométrie, porosité 159
pH 159
Eh 159
Teneur en matière organique 160
Teneur en argile 160
Capacité d’échange de cations 160
Température 161
Activité biologique 161
Conclusion 161
5.4.2 : Représentation spatiale du sol 161
5.4.4 : Confrontation du modèle à l’observation : suivi expérimental 167
- La couche colmatée : 6 mailles maximum 167
- La couche intermédiaire : 4 mailles 167
- Au niveau du géotextile : 1 maille 168
- Le sol sous-jacent : 2 mailles 168
Ce qui peut perturber la mesure 170
5.4.5 : Limites du modèle 170
5.5 Conclusion 172
CONCLUSION ET PERSPECTIVES 173
REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES 176
ANNEXES 192
Résumé
11
Résumé
L’infiltration des eaux de ruissellement pluvial apparaît aujourd’hui comme une politique
d’assainissement complémentaire ou alternative à l’évacuation par un réseau de drainage
gravitaire.
L’objectif de ce travail est de fournir un cadre permettant de représenter le transfert des
polluants associés à l’infiltration de ces eaux, phénomène régi par divers processus physiques,
chimiques et biologiques.
Une recherche bibliographique nous a permis d’une part, de spécifier la pollution des rejets
pluviaux urbains, et d’autre part, d’identifier les différents processus possibles qu’ils subissent
ou qu’ils induisent au cours de leur infiltration dans le sol.
Nous avons pu remarquer que l’expérimentation dans ce domaine requiert certains
compléments aussi bien à l’échelle de la colonne de laboratoire pour étudier les interactions
entre plusieurs polluants et plusieurs processus, qu’à l’échelle du terrain pour mieux
caractériser l’hétérogénéité du sol et l’intégration des différents phénomènes élémentaires.
Toutefois, à partir des connaissances disponibles à ces échelles et dans divers domaines
scientifiques, nous avons identifié des paramètres prépondérants qui semblent régir le transfert
de polluants.
Nous avons construit une représentation du sol sous-jacent à un ouvrage d’infiltration des eaux
de ruissellement et proposé un cadre expérimental à la fois pour valider notre modèle et pour
l’enrichir.
Résumé
12
Abstract Stormwater run-off infiltration now appears as a supplementary or alternative strategy to
gravitational drainage systems.
The present study sought to draw up a framework to represent pollutant transfer in such
infiltration, this phenomenon being governed by various physical, chemical and biological
processes.
Study of the literature was able on the one hand to specify urban stormwater run-off pollution,
and, on the other, to identify the various possible processes undergone or induced during
infiltration in the soil.
It was noted that experimentation in this area requires certain extra input, whether, at laboratory
level, for studying interactions effects between several pollutants and several processes, or, in
the field, for a better account of soil heterogeneity and of integration of various elementary
phenomena.
Nevertheless, the state of knowledge regarding these levels and various scientific areas made it
possible to identify the main parameters seeming to govern pollutant transfer.
A representation was drawn up of the soil underlying a stormwater run-off infiltration system,
and a experimental framework proposed both to validate and to enhance the present model.
Introduction
13
Lexique
Absorption : incorporation d’une substance à l’intérieur d’un organisme ou d’un milieu.
Acides humiques et fulviques : acides organiques issus de la biodégradation de la matière organique végétale (lignine et cellulose) par les bactéries.
Adsorption : phénomène par lequel une substance se fixe à la surface d’un solide.
Aérobie : transformation chimique ou biologique se produisant en présence d’oxygène ; se dit des organismes utilisant l’oxygène comme accepteur d’électrons respiratoires.
Anaérobie : transformation chimique ou biologique se produisant en absence d’oxygène.
Anoxie : absence d’oxygène dans un milieu.
Autotrophe : se dit des organismes dont la source de carbone est inorganique, par opposition à hétérotrophe.
Bioaccumulation : processus de concentration croissante de substances dans les tissus des organismes le long de la chaîne alimentaire.
Biodisponibilité : capacité des substances chimiques à migrer vers le compartiment biologique d’un milieu.
Cancérigène, Cancérogène : se dit des agents physiques, chimiques ou biologiques qui peuvent provoquer le cancer.
Capacité au champ : capacité d’un sol à retenir l’eau lorsque les forces de gravité et capillaires s’équilibrent.
Charge hydraulique totale : résultante de la charge de pression (voir potentiel de pression) et de la charge de gravité.
Chélate : association d’un métal et d’une substance organique par liaison covalente.
Chimiotrophe : caractérise les organismes qui puisent leur énergie respiratoire dans la transformation exothermique des substances chimique, par opposition à phototrophe.
Colloïde : association de plusieurs particules formant une grosse molécule et qui généralement représente une phase intermédiaire entre les phases dissoute et particulaire.
Complexe : résultat de l’association d’un ion et de plusieurs atomes conférant à la substance ainsi formée, des propriétés physico-chimiques différentes de l’ion initial.
Conductivité hydraulique : paramètre qui caractérise l’infiltration d’un fluide dans un milieu poreux, associé à la loi de Darcy et représentant un débit infiltré par unité de surface et exprimé en m/s.
Cyanobactérie ou algue bleue : bactérie unicellulaire, pouvant former des filaments pluricellulaires, de couleur bleu vert qui pratique la photosynthèse.
Dispersion hydrodynamique : phénomène de diffusion lié à l’hétérogénéité des vitesses de circulation de l’eau à travers un milieu poreux.
DL50 : dose pour laquelle un produit polluant provoque 50 % de mortalité après un temps d’exposition donné.
Edaphique : se dit des facteurs du sol qui ont une influence sur la répartition des êtres vivants (température, pH ...).
Eucaryotes : se dit des espèces vivants dont la ou les cellules ont une membrane nucléaire séparant le noyau du cytoplasme, par opposition à procaryote.
Introduction
14
Géotextile : textile synthétique perméable servant généralement à deux couches de matériaux.
Hétérotrophe : se dit des organismes qui utilisent des substances organiques comme source de carbone.
Hystérésis (ou hystérèse) : comportement d’un objet ou relation qui dépend de ses états antérieurs ; par exemple, la relation entre la pression matricielle et la teneur en eau. Celle-ci est non univoque et dépend donc du sens de variation (croissance ou décroissance) de θ.
Isotherme d’adsorption : relation entre la fraction d’un composé chimique adsorbé et celle encore contenue dans la solution de sol, déterminée à température constante.
Isotonie : équilibre moléculaire de deux solutions qui ont la même pression osmotique.
Lessivage : transport convectif de particules ou de colloïdes par la solution de sol.
Liaison covalente : résultat de la mise en commun d’un doublet d’électron.
Liaison de coordination : liaison covalente où les deux électrons sont fournis par le même ion.
Liaison électrostatique ou ionique : résultat de l’attraction de deux particules de charges opposées.
Ligand : molécules mise en jeu lors de la formation d’un complexe.
Lithotrophe : caractéristique des organismes qui utilisent une substance minérale (NH4+, NO2
-, H2S, ...) comme source d’électron, par opposition à organotrophe.
Lixiviation : transport convectif de particules dissoutes par la solution de sol.
Microorganisme : être vivant microscopique tel que les virus, les bactéries, les champignons et les protistes, et qui jouent un rôle essentiel dans les cycles écologiques.
Mobilité : capacité des substances chimiques à être transférées vers et par la solution de sol.
Mutagène : susceptible de provoquer des mutations chez les êtres vivants.
Nitratation : transformation des nitrites (NO2-) en nitrates (NO3
2-).
Nitrification : transformation de l’ammonium (NH4+) en nitrate (NO3
2-).
Nitritation : transformation de l’ammonium (NH4+) en nitrite (NO2
-).
Organotrophe : caractérise les organismes qui utilisent une substance organique comme source d’électrons, par opposition à lithotrophe.
Oxydation : réaction chimique par laquelle une substance incorpore un oxygène ou perd un hydrogène ou de manière générale un électron.
Pathogène : qui peut provoquer une maladie.
Percolation : mouvement de l’eau dans un milieu poreux sous le seul effet de la gravité.
Perméabilité : aptitude d’un milieu, généralement poreux, à laisser s’écouler un fluide.
Phototrophe : caractérise les organismes qui puisent leur énergie de la lumière, par opposition à chimiotrophe.
Porosité : rapport du volume des vides constituant le sol au volume total.
Potentiel de pression : charge représentant la pression que supporte l’eau en un point du sol, négatif lorsqu’il existe un phénomène de succion (milieu non saturé), positif lorsque ce point est surmonté d’une colonne d’eau (zone saturée).
Potentiel zéta : caractérise la charge d’une particule, donnant une indication de la stabilité d’une suspension ou d’une émulsion face notamment au phénomène de floculation et à la formation de
Introduction
15
colloïdes.
Pouvoir tampon : capacité d’un sol à maintenir un pH constant, le plus souvent par un équilibre des carbonates.
Précipitation : apparition d’un composé solide dans une solution.
Procaryote : se dit des espèces vivants dont la ou les cellules sont composées d’un vrai noyau, par opposition à eucaryote.
Protiste : eucaryote unicellulaire, c’est à dire organisme unicellulaire à noyau distinct.
Réduction : réaction inverse de l’oxydation, réaction par laquelle une substance incorpore un hydrogène ou un électron ou perd un oxygène.
Spéciation : méthode par laquelle il est possible d’identifier les différentes espèces chimique en présence, ou de déterminer le type de liaison mise en cause dans la formation d’un composé chimique.
Tératogène : qui peut produire des malformations congénitales.
Tortuosité : rapport moyen de la longueur du cheminement réel parcouru entre deux points et la distance rectiligne qui les sépare.
Toxicité : rapport de la quantité d’une substance provoquant la mort d’un organisme vivant à la masse de cet organisme.
Traceur : se dit d’une substance très peu réactive, que l’on suppose circuler dans le sol à la même vitesse que l’eau et qui sert parfois à la détermination de celle-ci.
Chapitre 1 : Contexte de la recherche
16
Introduction
Les eaux de ruissellement pluvial qui lessivent les surfaces urbaines peuvent constituer une
source ou un vecteur de pollution pour le sol, et parfois même pour les eaux souterraines. Des
techniques dites « alternatives », et plus particulièrement les techniques d’infiltration ont été
conçues afin de pallier la surcharge des réseaux d’assainissement et leurs dysfonctionnements
de plus en plus fréquents, mais aussi comme un moyen d’équiper des zones urbanisées loin de
tout exutoire naturel ou artificiel de surface. D’un point de vue quantitatif, elles assument
pleinement leur rôle et depuis quelques dizaines d’années leur fonctionnement est relativement
bien caractérisé (loi de vidange, ...). En revanche, puisqu’elles reçoivent des eaux chargées
d’une pollution spécifique, la question de l’impact sur le sol et sur les eaux souterraines des
transferts éventuels de polluants se pose de manière préoccupante. Pour y répondre il est donc
nécessaire d’étudier et de comprendre le fonctionnement du sol.
La complexité à la fois des apports, sous forme de flux pollués issus du ruissellement pluvial, et
du milieu récepteur que représente le sol fait surgir un grand nombre de difficultés.
De nombreuses recherches sont poursuivies afin de cerner un peu mieux le fonctionnement du
sol, mais la plupart d’entre elles sont restées sectorielles et n’ont qu’une vision
monodisciplinaire du problème. Au sein même d’un domaine scientifique, voire même d’une
discipline, il peut exister plusieurs approches et représentations qui ne sont pas toujours
compatibles entre elles. La disparité des connaissances et des compétences rend nécessaire la
construction d’un cadre commun de représentation de la problématique d’infiltration des eaux
de ruissellement pluvial.
Notre objectif est de fournir ce cadre, permettant la compilation et la confrontation des
connaissances que l’on a du sol du point de vue de l’hydrologie, de la chimie et de la biologie.
Ceci constitue alors la première étape d’une représentation globale et pluridisciplinaire du
fonctionnement du sol urbain soumis à l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial.
Nous commencerons tout d’abord par une étude des polluants qui peuvent être rencontrés dans
les eaux de ruissellement pluvial et dont la présence peut nuire à la qualité du sol et des eaux
souterraines. La liste que nous avons élaborée est forcément non exhaustive mais illustre les
caractéristiques de chaque substance ainsi que son comportement le plus courant.
Ces polluants constituent ici les apports à notre système : le sol récepteur soumis à l’infiltration
Chapitre 1 : Contexte de la recherche
17
des eaux de ruissellement. Notre but est de construire un cadre d’étude permettant de cerner les
réponses de ce système « sol », une recherche des processus identifiés comme pouvant
influencer la dynamique du transfert des polluants dans ce sol a été nécessaire. Elle montre que
la pluridisciplinarité est le maître mot lorsque l’on parle du fonctionnement du sol. La
physique, la chimie et la biologie interviennent simultanément alors que ces différents champs
scientifiques sont très souvent étudiées de manière cloisonnée, ce qui ne permet qu’un transfert
modéré des connaissances et des compétences de chacun.
L’analyse des résultats obtenus dans ces différents domaines a permis d’extraire un certain
nombre de paramètres qui jouent un rôle prépondérant dans la migration, la rétention ou la
transformation des substances dans le sol. Ces paramètres proviennent principalement des
représentations des processus observés à une petite échelle, bien plus petite que celle d’un
ouvrage d’infiltration.
L’approche faite à petite échelle, et généralement associée à une échelle de temps courte, nous
a servi à extraire les paramètres représentatifs du transfert des polluants dans un sol urbain
soumis à l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial. Il sera alors nécessaire de vérifier à
plus grande échelle et à plus long terme la réelle prépondérance ou importance de ces
paramètres.
L’étude de la variabilité dans le temps et selon la profondeur de ces paramètres nous a permis
de construire une représentation du fonctionnement du sol à l’échelle d’un ouvrage et de son
vieillissement. Celle-ci a nécessité la conception d’une nouvelle représentation de la cinétique
d’infiltration à cette l’échelle.
Il est envisagé pour valider le modèle que nous proposons d’effectuer un suivi des paramètres et
des masses de polluants retenus sur une longue période afin de pouvoir infirmer ou confirmer
leur importance. La fonction de transfert associant les apports et les masses retenues par le sol
devrait utiliser ces paramètres et permettre, par conséquent, de présumer des masses de
polluants qui migrent à travers le sol.
L’organisation de ce mémoire est la suivante.
Le chapitre 1 replace notre travail dans son contexte, à savoir l’étude de l’infiltration des eaux
de ruissellement pluvial dans un sol urbain. Cela nécessite une organisation des connaissances
acquises dans divers champs pluridisciplinaires et à plusieurs échelles spatio-temporelles, ainsi
que la prise en compte de l’hétérogénéité et du caractère complexe du sol.
Chapitre 1 : Contexte de la recherche
18
Le chapitre 2 s’attache à identifier les polluants spécifiques des rejets pluviaux urbains, ainsi
qu’à présenter leur impact écotoxicologique possible ainsi que leur comportement probable
dans le sol.
Le chapitre 3 décrit les processus élémentaires que les précédents polluants peuvent induire ou
subir dans le sol, aux différentes échelles spatiales où ils ont pu être observés ou représentés.
Le chapitre 4 consiste en l’extraction et la construction de paramètres prépondérants dans le
fonctionnement du sol à l’échelle d’un ouvrage.
Le chapitre 5 est dédié à la construction d’un modèle permettant de représenter le
fonctionnement du sol à l’échelle du vieillissement d’un bassin d’infiltration. Le sol est alors
discrétisé selon la profondeur en couches de comportement homogène. Le cadre d’un suivi
expérimental des paramètres et des masses de polluants retenus est également proposé pour
permettre une validation du modèle.
Chapitre 1 : Contexte de la recherche
19
1 : Contexte de la recherche
1.1 : La problématique de l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial
Longtemps, la politique mise en œuvre pour l’assainissement des villes a consisté
essentiellement à évacuer les eaux usées et pluviales le plus rapidement et le plus loin possible
des zones urbaines. Le concept de base de cette politique, qui remonte au 19ième siècle, était le
tout-à-l’égout. Les villes se sont ainsi dotées de réseaux unitaires de collecte des eaux usées et
pluviales puis de réseaux séparatifs.
Or, l’urbanisation croissante engendre une augmentation des volumes à transporter et des débits
ayant pour conséquence une sollicitation de plus en plus forte du réseau et des stations
d’épuration, d’une part parce que l’exutoire reste le même pour un réseau qui continue de
croître, et d’autre part, parce que les surfaces imperméabilisées ne cessent d’augmenter
produisant ainsi du ruissellement. Aujourd’hui, ce système a atteint ses limites, les
dysfonctionnements sont fréquents (inondations des villes, pollutions des milieux récepteurs).
L’accroissement des surfaces imperméables a un autre impact : la diminution de l’infiltration
naturelle des eaux. Le cycle de l’eau est donc modifié et la recharge naturelle des nappes
souterraines en est diminuée.
L’action, palliative aux effets de l’urbanisation, consiste à favoriser l’infiltration des eaux
pluviales le plus en amont possible afin de réduire les rejets par les déversoirs d’orage et de
favoriser en même temps la recharge des eaux souterraines. Ces techniques d’infiltration
intentionnelle sont aussi utilisées comme un mode de drainage à part entière permettant
l’urbanisation de zones qui ne présentent pas, à proximité, d’exutoire de surface, qu’il soit
naturel (ruisseau) ou artificiel (réseaux).
Les eaux de ruissellement pluvial présentent des polluants spécifiques au milieu urbain qu’il
convient de surveiller afin de quantifier l’impact écologique qu’elles peuvent provoquer sur le
patrimoine que représente le sol et les nappes. La figure 1.1 illustre la problématique de
l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial.
Chapitre 1 : Contexte de la recherche
20
réseaux saturés
augmentation des flux ruisselés
diminution de la recharge des nappes
Impact environnemental
sur le sol et les eaux souterraines
Infiltration
Augmentationdes surfaces
imperméabilisées
augmentationde la pollution
diminution de la qualité des eaux
souterraines
Urbanisation croissante
Solution envisagée
Solution envisagée
Figure 1.1 : Représentation schématique de la problématique
de l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial
Les eaux de ruissellement pluvial contiennent de nombreux polluants, parfois à de très faibles
concentrations qui peuvent être dommageables pour la qualité du sol et des eaux souterraines
par l’importance des volumes et des débits qu’elles représentent.
Les eaux de pluie lessivent l’atmosphère, puis les surfaces urbaines sous forme d’eaux de
ruissellement, et se chargent donc d’une pollution spécifique. Les principaux polluants qu’elles
contiennent sont les métaux lourds et les hydrocarbures. L’étude de l’infiltration de ces eaux et
des transferts de polluants associés doit pourtant être complétée par la prise en compte d’un
ensemble de substances présentant un risque d’accumulation ou dont la présence peut modifier
le comportement du milieu récepteur.
Le sol récepteur est un milieu complexe de par son hétérogénéité structurale et texturale.
L’étude de son fonctionnement global est d’autant plus problématique que le sol est souvent
mal caractérisé (soit parce qu’il est représenté par des paramètres mal adaptés, soit parce que
ces paramètres sont mal appréhendés). Les carottages qui peuvent y être effectués et les
Chapitre 1 : Contexte de la recherche
21
échantillons qui y sont prélevés sont souvent peu représentatifs de l’ensemble plus vaste de
l’espace considéré.
Le sol récepteur peut agir à la fois comme un puits et comme une source de polluants. Son
fonctionnement global inclut de nombreux processus faisant intervenir plusieurs champs
scientifiques et plus particulièrement, en ce qui nous concerne, la physique par l’intermédiaire
de l’hydraulique, de la chimie et de la biologie. Au sein même d’un champ disciplinaire, le
comportement du sol s’avère souvent difficile à appréhender du fait de la complexité des
interactions entre la matrice solide du sol et l’eau qui s’infiltre, ou entre les différentes
substances [Vauclin, 1993].
De plus, chacun des champs disciplinaires concernés possède ses propres modes de
représentation à des échelles spatio-temporelles spécifiques.
La science du sol s’interroge depuis longtemps sur la genèse, le fonctionnement et l’évolution
du sol en réponse à des préoccupations sociales très fortes notamment en matière de fertilité des
zones agricoles et de protection des ressources en eaux [Sposito, 1998]. Elle est par nature
pluridisciplinaire puisqu’elle est censée intégrer les connaissances issues de la physique, de la
chimie, de la biologie, de la géographie, de la géologie, et de bien d’autres. Mais comme le
soulignent eux même les spécialistes de la science du sol tel que Queiroz Neto (1998), « à
l’exception de quelques Groupes de Travail », cette science « se voue presque exclusivement à
l’étude des sols agricoles ».
Chapitre 1 : Contexte de la recherche
22
1.2 : Les spécificités du sol urbain
Le sol urbain peut être considéré de diverses manières selon la personne qui s’y intéresse.
Il est pour les historiens et les archéologues le résultat et le témoin de l’activité humaine de
plusieurs siècles, parfois même de plusieurs millénaires. Plus celle-ci est dense et diversifiée
plus il s’y dépose les restes, les déchets, les poussières, et des traces « anthropiques »
[Guillerme, 1998], [Barles, 1995], [Barles, 1993]. Le terme sol est alors entendu à la fois
comme la surface et comme l’ensemble des couches qui résultent de la présence humaine.
L’accumulation de ces dépôts contribue à l’exhaussement du sol, son épaisseur peut alors
atteindre 6 à 10 mètres [Galinié, 1998].
Le pédologue, quant à lui, conçoit le sol comme le résultat de l’évolution naturelle de la roche
mère [Duchaufour, 1995], son champ d’application est généralement le milieu naturel ou
agricole et les connaissances acquises sont parfois difficilement transposables au contexte
urbain.
Du point de vue des techniciens du génie civil ou du génie urbain, le sol est le support de
nombreux réseaux ainsi que des fondations des bâtiments et des ouvrages. Il est également un
milieu d’où est extraite la matière première (carrière, eaux souterraines) et où sont évacués les
déchets solides ou liquides (décharges, puits perdus...).
Dans notre cas, le sol est le milieu récepteur des eaux de ruissellement pluvial. Il fait l’objet de
multiples et constants remaniements, d’extraction et de remblais de matériaux, faisant de lui un
milieu complexe et fortement hétérogène dont la caractérisation reste souvent partielle.
L’ensemble des ouvrages souterrains crée des discontinuités qui modifient la cinétique de
l’infiltration des eaux. La présence d’ouvrages altère les écoulements souterrains en les
accélérant (comme les tranchées réalisées pour enterrer des canalisations ou les drains prévus
pour protéger des constructions) ou en les détournant (comme les constructions souterraines ou
les fondations des ouvrages). Ces discontinuités engendrent souvent des écoulements
préférentiels où la vitesse de percolation est beaucoup plus élevée que ce qu’elle serait dans un
sol homogène. Par ailleurs, la présence d’ouvrages et de matériaux de remblaiement peut aussi
modifier le comportement chimique, voire même biologique du sol, notamment parce qu’ils en
altèrent la nature.
Le sol urbain présente un taux d’imperméabilisation très fort qui modifie considérablement son
comportement en comparaison d’un sol naturel ou agricole. Ainsi, l’imperméabilisation des
surfaces urbaines limite considérablement l’infiltration diffuse et naturelle. Les surfaces
imperméables constituent aussi une barrière au transfert entre l’atmosphère et le sol (influence
sur l’évaporation), ayant pour conséquence une altération des conditions régissant les processus
Chapitre 1 : Contexte de la recherche
23
chimiques ou biologiques.
Les flux pluviaux que reçoit le sol urbain, par l’intermédiaire d’ouvrage d’infiltration
présentent des spécificités. D’un point de vue quantitatif, ces ouvrages drainent des volumes et
des débits relativement importants. D’un point de vue qualitatif, ces flux sont chargés de
polluants très divers à des concentrations parfois très faibles.
Les eaux souterraines jouent un rôle important dans le comportement du sol. Une forte
diminution des niveaux piézométriques peut engendrer, par exemple, des tassements ou des
affaissements de terrain et donc une compaction et une modification du sol. Une augmentation
de ces niveaux peut provoquer des glissements ou des gonflements de terrain.
Les niveaux piézométriques ont tendance à diminuer sous l’influence conjuguée de
l’accroissement de la consommation en eau souterraine et de la diminution de la recharge
naturelle des nappes liée à l’imperméabilisation des surfaces urbaines. Par contre, l’arrêt d’un
captage, les fuites de réseaux ou l’aménagement d’un cours d’eau peuvent avoir pour
conséquence la remontée de ces niveaux.
Les fluctuations du niveau des nappes risquent de provoquer un lessivage accéléré des polluants
préalablement retenus ou de limiter leur rétention.
L’urbanisation a un impact quantitatif direct sur les eaux souterraines, mais aussi qualitatif. En
effet, les eaux qui parviennent aux nappes, de manière intentionnelle ou non sont chargées
d’une pollution spécifique au milieu urbain qui peut altérer leur qualité.
L’étude du comportement du sol, que ce soit d’un point de vue hydraulique, chimique ou
biologique rencontre donc, en milieu urbain, une difficulté supplémentaire liée notamment à
son hétérogénéité.
Chapitre 1 : Contexte de la recherche
24
1.3 : Les enjeux et les difficultés de la pluridisciplinarité
Chacune des disciplines impliquées dans la compréhension du comportement et du transfert des
polluants dans le sol se heurte à ses propres difficultés. En conservant les représentations
spécifiques à chaque discipline, les difficultés se cumulent et s’amplifient lors de leur prise en
compte simultanée. L’étude du comportement du sol est donc envisagée par une approche
intégrée, prenant en compte les aspects physiques, chimiques et biologique, et laisse espérer
qu’il pourra être représenté plus simplement à une échelle plus grande et de manière globale
que par la juxtaposition de représentations acquises à une échelle plus fine.
La physique du sol sera pour nous associée à l’aspect quantitatif de l’infiltration des eaux de
ruissellement pluvial. Pour comprendre et représenter le fonctionnement du sol il est nécessaire
de caractériser la structure et la texture du sol. Mais la difficulté à représenter la variabilité
spatiale du milieu dont l’effet est majeur sur l’hydrodynamique [Ledoux, 1993] n’a pas permis
l’émergence de concept permettant d’obtenir une représentation (même grossière) d’une vitesse
d’infiltration « réelle ». Les efforts se sont ainsi consacrés à la caractérisation de débit
d’infiltration, parfois ramené à la section et à la porosité pour obtenir finalement une vitesse
fictive (ou apparente) d’infiltration, qui, comme on le verra ultérieurement, a rendu difficile,
voire impossible, une corrélation avec les cinétiques de la chimie et de la biologie.
La chimie d’un élément isolé engendre toujours de nouvelles interrogations pour les
spécialistes de ce champ scientifique qui sont bien au-delà des compétences et des
préoccupations de la majorité des hydrologues. Mais lorsqu’une partie de l’objet étudié est un
mélange de substances qui ne sont pas toujours identifiées, à des concentrations parfois si
faibles que leur détection devient ardue, la difficulté est alors décuplée. De plus, la
représentation la plus usuelle des réactions chimiques repose sur l’hypothèse d’un équilibre
chimique, qui au vu des concentrations et de la cinétique d’infiltration des eaux de
ruissellement pluvial peut fréquemment ne pas être atteint. La représentation et l’étude en sont
alors rendues plus complexes.
La modélisation des systèmes biologiques, quant à elle, repose essentiellement sur les notions
de flux et de bilans massiques entre les différents compartiments de l’écosystème, déterminés le
plus souvent de manière empirique. Cette démarche a permis de comprendre en partie le
comportement des eaux de surface, mais le système « sol » présente une difficulté
supplémentaire dans le sens où les différents compartiments ne sont pas toujours clairement
identifiés (compartiment bactériologique, structure et texture du sol, etc..).
Chapitre 1 : Contexte de la recherche
25
Aujourd’hui encore, « au niveau biologique la formulation des lois constitutives reste une
question ouverte et difficile » [Masbernat et al., 1993].
Le fonctionnement du sol est fondamentalement non linéaire dans le sens où les aspects
quantitatif et qualitatif, c’est à dire la physique, la chimie et la biologie du sol sont fortement
corrélés. La prise en compte simultanée de ces trois champs scientifiques nécessite le couplage
des différentes réactions mises en jeu. Ceci est d’autant plus vrai que le comportement global
du sol est avant tout régi par les interactions entre les différents polluants et les nombreux
processus - par l’intermédiaire, par exemple de relations de compétition ou de synergie - plutôt
que par la juxtaposition de phénomènes élémentaires dont l’étude effectuée indépendamment
les uns des autres, mène souvent à la surestimation de la rétention réelle des polluants par le sol
et donc à une minoration du risque de contamination des eaux souterraines notamment. Cette
constatation a par exemple été faite dans le cas de l’étude de la propagation des métaux lourds
qui confirme qu’une approche mono-métallique surestime la rétention [Plassard, 1999].
En résumé, et pour reprendre les mots de Queiroz Neto (1998), « pour le chimiste », le sol
« serait avant tout une colonne échangeuse d’ions ; pour le physicien du sol, un système poreux
rigide par où circule l’eau ; pour le microbiologiste, un milieu de culture et pour le
minéralogiste, un complexe minéral résultant de l’altération des roches ». Même simplifié, ce
schéma nous montre le cloisonnement des disciplines. Les différentes représentations du
fonctionnement du sol dépendent des objectifs et des points de vue adoptés. Mais
l’inconvénient majeur est qu’elles sont le plus souvent incompatibles entre elles. La recherche
en science du sol consiste à faire communiquer les différents champs dans le but de répondre à
une problématique donnée.
La modélisation d’un système et notamment d’un écosystème par une approche
pluridisciplinaire permet d’avancer plus efficacement et de mettre en évidence les lacunes de la
connaissance [Masbernat et al., 1993]. De plus, et comme le soulignent Catizzone et Muchena
(1994), ainsi que Reale et al., (1995) cités par Latham (1998), « l’interdisciplinarité et non la
multidisciplinarité est une nécessité dans la mesure où l’objectif est de résoudre un problème de
société et non une question disciplinaire. Mais cette approche doit aller au delà de l’addition de
ce que peuvent fournir les disciplines, elle doit avoir un caractère holistique ou une valeur
ajoutée, liée à la confrontation de ces disciplines. »
Par la nature même du sol, l’étude et la représentation de son fonctionnement ne peut être
envisagée qu’à travers une approche pluridisciplinaire, car elle seule permettra de prendre en
compte les interactions et les interrelations entre les trois champs scientifiques concernés.
Chapitre 1 : Contexte de la recherche
26
1.4 : Les notions de modélisation et d’échelle
1.4.1 : La modélisation
Une modélisation est une représentation d’un système élaborée en fonction d’un objectif. Le
système modélisé possède une structure, a un fonctionnement ou une fonction et évolue dans le
temps. La représentation de chacun de ces trois aspects (structure, fonctionnement et évolution)
constitue une étape incontournable de la modélisation du système.
La structure du modèle est corrélée à l’échelle d’espace, et l’évolution du système dans le
temps détermine l’échelle temporelle à prendre en compte. Celles-ci dépendent forcément des
finalités de modélisation fixées. La représentation du fonctionnement laisse entrevoir la
nécessité de déterminer des processus prépondérants. Ceux-ci découlent en partie de l’échelle
spatio-temporelle associée.
Selon leurs objectifs, les modèles peuvent se différencier de la manière suivante [Walliser,
1977] :
- les modèles cognitifs dont le but est d’acquérir de nouvelles connaissances et qui
s’attachent notamment à décrire le plus précisément possible des phénomènes et
l’influence des variables sur les mécanismes internes du système modélisé,
- les modèles prévisionnels qui permettent d’évaluer des situations non encore observées,
- les modèles décisionnels qui sont des supports pour la prise de décision visant à
modifier un système
- et des modèles normatifs qui aide à construire un nouveau système (prototype, norme
de calcul).
Les modèles cognitifs du transfert des polluants dans le sol peuvent être associés à différentes
échelles spatiales. Leur élaboration requiert à la fois une caractérisation et une expérimentation.
1.4.2 : Les échelles spatiales
Le nombre et la disparité des processus qui se déroulent dans le sol lors de l’infiltration des
eaux de ruissellement pluvial, nous ont amené à définir plusieurs échelles de représentation :
Chapitre 1 : Contexte de la recherche
27
Moléculaire échelle de la molécule, de l’ion ou de l’électron de l’ordre du nm
Microscopique échelle du pore, du grain de matériau mm
Macroscopique échelle de la colonne de laboratoire, cm
Mégascopique échelle du sol d’un ouvrage infiltration m à hm
L’échelle moléculaire :
C’est la plus fine parmi les quatre échelles que nous avons définies. Elle permet une description
très détaillée des phénomènes, et plus particulièrement des phénomènes chimiques. Elle permet
notamment de distinguer les différents types de liaisons chimiques : mise en commun d’un
doublet d’électrons, ou attraction de Van Der Waals, par exemple. Par contre, elle ne
correspond pas à la représentation de la plupart des phénomènes physiques (phénomène de
percolation). A cette échelle, la prise en compte de ces deux aspects et leur corrélation sont
alors rendus difficiles.
L’échelle microscopique :
Nous définirons l’échelle microscopique comme étant celle du pore, du grain de matériau ou de
la particule fluide. Elle permet de distinguer les fractions dissoute et particulaire, sorbée et non
sorbée, donc la fraction généralement considérée comme mobile ou immobile des solutions.
Généralement trop fine pour décrire l’infiltration à travers un milieu poreux, c’est pourtant
l’échelle de représentation privilégiée de la mécanique des fluides et donc des écoulements
représentés par les équations de Navier Stokes.
L’échelle macroscopique :
Dans le but d’acquérir de la connaissance fine sur chacun des phénomènes mis en jeu, une
approche consiste à limiter la taille du milieu étudié, ce qui revient à établir une échelle de
travail, généralement celle d’un échantillon et qui permet, lorsque le suivi se fait en laboratoire,
de s’affranchir en même temps de la difficulté que pose l’expérimentation in situ. A cette
échelle et selon l’objectif fixé, mais aussi selon le domaine scientifique du modélisateur, il est
possible de négliger certains aspects de l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial et de ne
prendre en compte que les processus alors prépondérants, diminuant ainsi le nombre de
paramètres à déterminer [Vauclin, 1993]. Elle correspond en taille à la colonne de laboratoire.
C’est l’échelle privilégiée de la représentation de la percolation à travers un milieu poreux. Un
grand nombre de phénomènes physiques qui ont lieu dans le sol, sont représentés à cette
échelle. Il est possible dans ce cas de prendre en compte simultanément les transports diffusif et
convectif, sous forme dissoute et particulaire par l’intermédiaire d’une vitesse d’infiltration
Chapitre 1 : Contexte de la recherche
28
fictive. Par contre, les phénomènes chimiques sont alors regroupés et sont représentés le plus
souvent par un coefficient de partage, rapport des concentrations des polluants en solution et de
ceux retenus par la matrice solide. Il semble qu’un grand nombre de connaissances du
fonctionnement du sol soient acquises à cette échelle.
L’échelle mégascopique :
L’échelle que l’on a nommée mégascopique est celle du sol urbain sous-jacent à une surface
naturelle telle que les parcs et les jardins, ou celle du sol d’un ouvrage d’assainissement dans sa
globalité. Actuellement, cette échelle correspond à une représentation globale d’un groupe de
phénomènes, principalement ceux liés à l’hydraulique. Des suivis expérimentaux pour
l’acquisition de connaissances sur les phénomènes de rétention des polluants commencent
cependant à émerger [Colandini, 1997], [Gautier, 1998], [Bardin, 1999]. Cette échelle, qui
intéresse sans aucun doute les gestionnaires des systèmes d’infiltration et ceux des nappes
souterraines, présente certaines spécificités :
- associée à une grande échelle de temps (historique d’un site, processus lents pouvant
avoir lieu), elle constitue un lieu d’intégration et de compensation de nombreux
processus identifiables à l’échelle spatiale précédente.
- d’un point de vue « structurel », l’hétérogénéité du sol est d’une importance capitale.
- les observations liées au transfert des polluants associés aux eaux pluviales sont
récentes à cette échelle, et celles associées aux problématiques voisines (décharges
d’ordures ménagères, friches industrielles) ne sont pas toujours transposables.
La figure 1.2 récapitule de manière schématique les quatre échelles que nous avons définies.
Chapitre 1 : Contexte de la recherche
29
H
Si
oxyde
Argile
Echelle mégascopique le sol urbain, par exemple
sous un ouvrage d’infiltration
Echelle macroscopique : la colonne de
laboratoire
Echelle microscopique : le pore, la particule
fluide
Echelle moléculaire : la molécule
Figure 1.2 : Représentation des différentes échelles utilisées
1.4.3 : Echelles temporelles
Le comportement d’un sol soumis à l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial peut être
appréhendé à plusieurs échelles de temps. Tout d’abord l’échelle événementielle, puis l’échelle
de temps annuelle, l’échelle associée au « vieillissement des éléments » des ouvrages
d’infiltration. Enfin l’échelle du très long terme est associée à l’évolution structurelle du sol
(acidification, compaction, etc.).
Echelle événementielle et inter-événementielle
D’un point de vue hydraulique, l’échelle événementielle correspond à la durée de l’écoulement
de l’eau dans le sol, conséquence de sollicitations, c’est à dire d’apports sous forme de pluies
ou d’eau de ruissellement urbain. Elle est donc représentative d’une variation à court terme
(quelques heures à quelques jours).
Elle est indispensable à l’acquisition de connaissances sur la dynamique des processus mis en
jeu dans le sol où l’observation se fait en laboratoire et où il est possible de contrôler les
sollicitations (composition, fréquence). Mais ces conditions ne sont pas celles rencontrées in
situ. Sur le plan expérimental, l’échelle événementielle et l’échelle macroscopique peuvent être
associées. Il peut être intéressant, dans un but cognitif, d’avoir une expérimentation à l’échelle
événementielle in situ afin de prendre en compte des sollicitations réelles des ouvrages
d’assainissement tout en conservant une description fine des phénomènes. Cette démarche est
Chapitre 1 : Contexte de la recherche
30
déjà envisagée pour le suivi expérimental du bassin d’infiltration « Django Reinhart » à
Chassieu dans le cadre de l’Observatoire de Terrain en Hydrologie Urbaine [OTHU, 1999]. De
même des observations sur des lysimètres ont été effectuées permettant d’intégrer les
conditions de fonctionnement in situ aux études effectuées à l’échelle de l’événement [Gaillard,
1993], [Dierkes et al., 1998]. L’échelle événementielle présente l’intérêt de fournir des
connaissances sur les processus mis en jeu au cours d’une infiltration, mais les protocoles
expérimentaux, à l’échelle de l’ouvrage ne sont pas stabilisés, rendant difficile la comparaison
des études entre elles. De plus, les installations nécessaires au suivi événement par événement
sont coûteuses et ne peuvent donc pas être mises en place sur de nombreux sites, rendant
difficile leur comparaison ultérieure.
L’échelle événementielle permet dans certains cas, le suivi de la qualité de la solution de sol
mais ne permet généralement pas le suivi des quantités piégées. Il est fort possible que la
variation des masses retenues par le sol d’un événement à l’autre ne puisse pas être mesurée. En
effet, il est très probable qu’elles se situent en deçà des incertitudes liées à la mesure, tout au
moins pour un certain nombre d’événements et de polluants.
L’échelle inter-événementielle permet de compléter les observations faites à l’échelle
événementielle et donc de prendre en compte les transferts et les transformations des polluants
lorsqu’il n’y a pas d’infiltration. Comme l’échelle événementielle, elle est surtout adaptée à
l’acquisition de représentations fines du fonctionnement du sol et donc principalement utilisée à
l’échelle de la colonne de laboratoire.
Echelle annuelle
L’échelle annuelle présente l’avantage de couvrir des cycles des variations saisonnières du
climat (variations saisonnières de la température, de la teneur en eau des sols) et des apports
(sels, nitrates, hydrocarbures) qui influencent le comportement du sol face à l’infiltration. De
plus, elle peut permettre le suivi d’un possible front de pollution qui migrerait au cours du
temps. Elle présente un caractère continu qui permet d’intégrer simultanément la période
d’infiltration (associée à l’échelle événementielle) et la période de drainage (associée à
l’échelle inter-évenementielle).
Echelle du vieillissement d’un ouvrage
Cette échelle correspond aux variations observables du fonctionnement global d’un ouvrage
c’est à dire correspondant aux modifications du comportement du sol à l’intérieur et sous les
ouvrages d’infiltration par exemple par des phénomènes de colmatage, de compaction, qui sont
le plus souvent imperceptibles à l’échelle d’un événement pluvieux et parfois même d’une
Chapitre 1 : Contexte de la recherche
31
année. Ses modifications sont le résultat d’apports diffus et successifs. De ce fait, il est difficile
de l’associer à l’échelle de la colonne de laboratoire. Elle permet notamment de représenter le
colmatage du sol, ou ses variations de perméabilité. Lorsque l’on tente de caractériser l’impact
d’un ouvrage sur la qualité du sol et des eaux souterraines, cette échelle peut permettre la
représentation de la migration d’un front de pollution.
Echelle des variations d’ordre structurel
A long terme, des variations d’ordre structurel peuvent avoir lieu, c’est le cas par exemple
d’une diminution du pH qui serait due au lessivage des carbonates. Généralement ces variations
ne sont sensiblement ressenties qu’à très long terme, leur cinétique étant alors proche de celle
du vieillissement et d’une acidification naturels du sol, non observables à l’échelle de temps
humaine.
De Marsily (1993) donne une explication des phénomènes et variations non-observables dans le
sens où une seule génération humaine ne peut les observer. Leur étude demande alors une
démarche différente, plus spéculative et ayant pour but d’obtenir par exemple une image future
de l’état de l’environnement.
Dans la suite, nous nous limiterons à prendre en compte les variations observables à l’échelle
de temps humaine, c’est à dire les variations à l’échelle événementielle, annuelle et celle du
vieillissement d’un ouvrage.
La figure 1.3 illustre les corrélations entre les échelles d’espace et de temps les plus
couramment rencontrées.
Chapitre 1 : Contexte de la recherche
32
Echelle d'espace
Echelle de temps
Evénementielleinter-événementielle
Annuelle
vieillissement d'un ouvrage
Structurelle
Mol
écul
aire
Mic
rosc
opiq
ue
Mac
rosc
opiq
ue
Még
asco
piqu
e
Corrélation des échelles de temps et d'espace les plus courantes
La matière organique contenue dans le sol est très réactive, notamment vis à vis des métaux
lourds, avec lesquels elle peut s’associer par des liaisons de coordination, et former ainsi des
complexes.
La chélation est la fixation d’une espèce chimique par des ligands organiques de faible poids
moléculaire, généralement les acides humiques et fulviques de la matière organique contenue
dans le sol, formant ainsi des complexes organo-métalliques. La forte affinité des métaux lourds
pour ces composés est liée à l’existence, à leur surface, de groupes fonctionnels (carbonyle,
carboxyle, hydroxyle). Les complexes ainsi formés sont généralement stables dans une large
gamme de pH. De plus, une augmentation de pH renforce cette stabilité. Selon le métal
considéré, la stabilité sera différente.
Elle est croissante dans l’ordre suivant [Alloway, 1995 cité par [Colandini, 1997]]:
Cu2+ > Fe2+ > Pb2+ > Ni2+ > Co2+ > Mn2+ > Zn2+
Les chélates ainsi formés peuvent être mobiles dans le sol, le transport se fait alors sous forme
particulaire ou colloïdale et est appelé la chéluviation [Gobat et al., 1998].
La sorption de manière générale
Les phénomènes chimiques de rétention dans le sol sont représentés à l’échelle microscopique
par des réactions à l’équilibre. Chacune est corrélée à des constantes thermodynamiques
correspondant à une substance ou à un minéral contenu dans le sol [De Marsily, 1993]. Par
exemple, la représentation schématique de la réaction à l’équilibre de l’adsorption non
spécifique est :
2(K +)r+ (Ca2+)s ← → (Ca2+)r + 2(K +)s
avec (K+)s et (Ca2+)s les ions en solution, et (K+)r et (Ca2+)r les ions retenus à la surface.
Chapitre 3 : Les processus liés à l’infiltration des eaux pluviales et au transfert des polluants associés
94
Pour l’adsorption spécifique, la représentation est :
-S-O- + MeOH+ ← → -S-O-MeOH
avec S-O- un groupe fonctionnel de surface et MeOH+ un cation en solution.
Les réactions hétérogènes correspondent à l’ensemble des interactions avec la surface de la
phase solide. La plupart des interactions avec la surface sont si rapides qu’elles peuvent être
décrites dans des conditions proches de l’équilibre. Dans ce contexte, la réaction la plus
courante est l’adsorption de Langmuir qui décrit une adsorption non-spécifique. L’appellation
non-spécifique signifie qu’il n’y a pas de préférence pour un site d’adsorption plutôt que pour
un autre, et que la cinétique d’adsorption dépend du taux d’occupation des sites d’adsorption,
de la concentration en réactant et de la capacité d’adsorption du matériau. Du fait de sa
dépendance au taux d’occupation des sites, l’adsorption de Langmuir présente une saturation.
Puisqu’elle dépend du nombre de contacts « absorbé / adsorbant », elle dépend forcément de la
température, par l’intermédiaire de l’agitation moléculaire. C’est pour cela que les
caractéristiques de ces réactions, c’est à dire les fonctions qui associent la concentration et le
taux d’occupation des sites d’adsorption, sont déterminées pour une température donnée et
qu’on les appelle les isothermes de Langmuir.
L’adsorption de Langmuir peut être représentée de la manière suivante [Richter, 1987] :
si A + S ←→ AS
alors l’adsorption peut être décrite par : dsdt
k c n a= −1 1. .(( ). . )δ
la désorption par : dsdt
k n a= − 2 . . .δ
et la réaction totale par dsdt
k c k n a= − −[ . .( ). . ]. . )1 21 δ δ
avec : A : les sites réactifs S : le substrat a : la concentration en adsorbant (le sol) par unité de volume de solution s : δn : la concentration en substrat adsorbé c : la concentration du substrat dans la solution n : la capacité d’adsorption (par exemple en meq par g de sol) δ : le taux d’occupation des sites 1-δ : le taux de sites non occupés (1-δ).n.a représente la concentration en sites non occupés K = k1 / k2 c0 : 1 / K : constante d’affinité
A l’équilibre, on a dsdt
= 0 , d’où δ
δ11
2 0−= = =
kk
c Kccc
Chapitre 3 : Les processus liés à l’infiltration des eaux pluviales et au transfert des polluants associés
95
ou alors : δ =+c
c c0
ce qui conduit à : sc
c c≈
+ 0 soit s k
cc c
=+ 0
s
Il est important de rappeler les hypothèses faites afin d’obtenir ces résultats :
⇒ les sites d’adsorption sont équivalents,
⇒ il n’y a pas d’interaction entre les composants de la solution, et dans le cas d’un
mélange, les espèces en présence sont en compétition pour les mêmes sites mais ont des
énergies différentes.
Si les sites ne sont plus égaux face à l’adsorption, c’est alors l’isotherme de Freundlich qui
décrit le mieux l’évolution des concentrations au cours de la réaction. Lorsque l’adsorption est
non spécifique, c’est à dire lorsque les composés n’ont pas la même charge électrique, on
parlera d’échange d’ions et la réaction pourra être décrite par :
A S S A S S− + ←→ − +++ + + ++2 2
avec : dsdt
k s c k c+
++ + ++= − −1 2
A l’exception des ions Cl-, nombreux sont les composés ou ions qui interagissent avec la
matrice solide. La représentation de la transformation de ces composés réactifs ou de ces ions
dans le sol nécessite quelques précisions. Toutes les réactions d’adsorption et désorption,
précipitation et dissolution, ou d’échange de cations, auxquelles prennent part les substances
contenues dans le sol, peuvent être représentées par des lois mettant en relation les
concentrations des substances (c) et la concentration de la phase solide du sol (s) servant de
sites d’adsorption. De la même manière que précédemment, les formulations peuvent rendre
compte d’un équilibre ou non. Dans le premier cas, cela est rendu possible si on suppose que
les processus de transferts verticaux (écoulement de l’eau chargée de substances) sont
suffisamment lents pour laisser le temps aux réactions d’avoir lieu. C’est une hypothèse très
forte qui peut ne pas être vérifiée, notamment en ce qui concernent certains hydrocarbures
[Richter, 1987].
Le tableau 3.4 résume les formulations possibles pour différents cas :
Chapitre 3 : Les processus liés à l’infiltration des eaux pluviales et au transfert des polluants associés
96
Formulation à
l’équilibre
Formulation hors
équilibre
Formulation proche de
l’équilibre
Approche linéaire s c~ ou s kc= dsdt
kc= dsdt
k c k s= −1 2
Approche de Langmuir
(phénomène de saturation) s c c c~ / ( )+ 0 ou
s k c c c= +. / ( )0
dsdt
k ca n s= −1 ( ) dsdt
k ca n s k as= − −1 2( )
Approche de Freundlich s ck~ 2 ou s k ck= 12 ds
dtk ck= 1
2
dsdt
k c k sk= −1 32
Approche avec
compétition s s c c1 2 1 2/ ~ / ou
s s k c c1 2 1 1 2/ . /=
dsdt
k c s11 1 2=
dsdt
k c s k c s11 1 2 2 2 1= −
s : concentration de la phase solide du sol
c : concentration de la solution
co : affinité du substrat (représentative de la proportion entre l’adsorption et la désorption)
Tableau 3.4 : Modèles possibles pour la représentation de l’adsorption [Richter, 1987]
Le profil d’adsorption, désorption et d’échange dépend de la distribution des sites d’échange de
la matrice solide, et de la distribution temporelle des apports en sorbants, de la pluie et des
prélèvements par les plantes [Richter, 1987].
A l’échelle macroscopique, les différents types de rétention des polluants ne sont plus
distingués. On introduit alors un coefficient de partage Kd qui représente de manière globale la
rétention des polluants dans le sol, par une adsorption supposée linéaire et à l’équilibre sans
rendre compte réellement des processus mis en jeu. On parlera alors de sorption ou désorption
[Echevarria, 1998]. L’utilisation de ce paramètre n’est possible que si les conditions d’équilibre
sont respectées et que le phénomène de rétention est effectivement linéaire. Ces hypothèses
sont très fortes, elles peuvent être respectées ou imposées dans des conditions de laboratoire
(échelle macroscopique), mais ce n’est pas toujours le cas in situ ou à de plus grandes échelles.
De plus, comme ce coefficient de partage dépend à la fois de la solution infiltrée et du sol
récepteur il nécessite souvent de nombreuses mesures dans un milieu à géométrie et à
composition hétérogène.
Plus Kd sera grand, plus le composé aura tendance à être retenu par le sol [Maréchal, 1996]. Ce
coefficient peut parfois être estimé a priori.
Chapitre 3 : Les processus liés à l’infiltration des eaux pluviales et au transfert des polluants associés
97
Il peut parfois être déterminé à partir de la relation suivante [Lallemand-Barrès, 1995]:
Kd = foc.Koc avec logKoc = 0.989logKow - 0.346
Kow : coefficient de partage octanol-eau
foc : fraction de matière organique dans le sol
La représentation précédente peut être utilisée à l’échelle mégascopique à condition que
l’équilibre des réactions soit atteint et que la rétention des polluants soit linéaire. Si ces
conditions ne sont pas respectées, l’utilisation de Kd comme paramètre représentant la rétention
des polluants dans le sol est purement spéculative.
Or, à l’échelle mégascopique qui est celle d’un ouvrage d’infiltration, les conditions d’équilibre
ne sont pas toujours atteintes [Echevarria, 1998].
L’échelle mégascopique ne permet pas de représenter de manière distincte les différents
processus élémentaires d’adsorption. Par contre l’utilisation d’un coefficient de partage entre
une phase adsorbée mobile, une phase adsorbée immobile et une phase non adsorbée pourrait
permettre d’intégrer à grande échelle les phénomènes de rétention physico-chimique, voire
même biologique. L’influence des différents paramètres sur les phénomènes élémentaires (que
l’on explicitera au chapitre suivant) peuvent être à la base de la construction d’un indicateur
représentatif de la sorption à grande échelle.
Chapitre 3 : Les processus liés à l’infiltration des eaux pluviales et au transfert des polluants associés
98
3.4 : Processus chimiques
3.4.1 : Photolyse
Sur une profondeur d’environ 5 mm, le sol peut avoir un comportement très différent du sol
plus profond et subir notamment les effets des radiations solaires. Ceci implique qu’il peut y
avoir dans cette zone ou en surface, une photodégradation des polluants. Mis à part pour un
composé particulièrement sensible au rayonnement solaire ou dans ce cas l’étude fine de ce
processus à l’échelle microscopique (peut-être macroscopique), la photolyse est rarement prise
en compte dans l’étude des transferts de polluants dans le sol, elle peut pourtant être importante
à la surface du sol. Quelle que soit l’échelle, la photolyse peut être représentée par un taux de
dégradation (ou de photodégradation) qui dépend essentiellement de la stabilité du composé et
de l’intensité du rayonnement solaire. De ce fait, plus les composés seront stables, moins leur
dégradation par photolyse sera importante, ainsi, les substances halogénées seront facilement
dégradées par le rayonnement solaire contrairement aux hydrocarbures aromatiques
polycycliques, très stables.
3.4.2 : Hydrolyse
L’hydrolyse est la rupture d’une liaison chimique sous l’action de l’eau. Elle est principalement
associée aux minéraux constitutifs de la matrice solide. Elle y provoque en effet un
réarrangement du réseau cristallin. Elle dépend des conditions climatiques et est accentuée par
une température et une humidité élevées. Le pH a lui aussi une influence sur l’hydrolyse.
L’activité des micro-organismes a tendance à catalyser ce processus. L’hydrolyse peut être
acide ou basique [Gobat et al., 1998].
Elle concerne aussi l’ensemble des constituants du sol et notamment les polluants sur lesquels
l’eau a une action. On peut citer par exemple l’hydrolyse d’un composé halogéné où la liaison
C-Cl est rompue :
CH3Cl + H2O ← → CH3OH + HCl
Elle concerne aussi les organo-métalliques, les esters qui donnent alors un acide carboxylique
et un alcool (réaction inverse de l’estérification), ou les dérivés halogénés [Arnaud, 1996].
R-C≡C-Na + H2O ← → R-C≡CH + NaOH
A l’échelle moléculaire, la photolyse peut être effectivement associée à la rupture d’une liaison
chimique sous l’action de l’eau.
Au même titre qu’un grand nombre de réactions chimiques, la photolyse est représentée à
Chapitre 3 : Les processus liés à l’infiltration des eaux pluviales et au transfert des polluants associés
99
l’échelle microscopique par une réaction à l’équilibre, à laquelle peut être associé un temps de
disparition ou de demi-vie utilisable quelle que soit l’échelle, macroscopique ou mégascopique.
Le temps de demi-vie d’un composé représente le taux de disparition d’un composé par
photolyse. Le pH de la solution de sol a une influence sur l’hydrolyse qui n’est pas de la même
amplitude selon le produit considéré.
Le tableau 3.5, tiré de [Yaron et al., 1996] donne l’exemple de la dépendance de l’hydrolyse du
parathion (un pesticide organo-phosphoré des plus couramment utilisés) vis à vis du pH.
pH 3.1 5 7.4 9 10.4
Demi-vie en heures
en jours
4182
174
3670
153
2594
108
523
22 j
33.2
≈1
Tableau 3.5 : Hydrolyse du parathion à 20°C
De manière globale
Puisqu’il est difficile de distinguer les processus élémentaires de transformation des substances,
un paramètre global pourrait être construit et utilisé pour représenter la dégradation par des
processus chimiques, mais comme on le verra plus tard, il pourrait aussi intégrer l’action des
processus biologiques.
Chapitre 3 : Les processus liés à l’infiltration des eaux pluviales et au transfert des polluants associés
100
3.5 : Processus biochimiques
3.5.1 : Oxydoréduction
L’oxydoréduction, bien qu’étant un phénomène chimique est considérée ici comme processus
biochimique car dans les sols, elle est très souvent induite par l’activité biologique. Elle se situe
donc à l’intersection de deux disciplines.
Les processus d’oxydoréduction peuvent être considérés comme un transfert d’électrons d’un
réducteur vers un oxydant. Ces transferts sont souvent lents (bien plus lents que le transfert de
protons des réactions acido-basiques), et l’équilibre n’est pas souvent atteint. Au même titre
que le pH correspond à l’intensité d’un équilibre acido-basique (concentration en protons), le
potentiel d’oxydoréduction pε correspond à l’intensité d’un équilibre d’oxydoréduction.
L’intensité d’oxydoréduction pε est mesurée le plus souvent à l’aide d’un pH-mètre. On parlera
alors de potentiel d’oxydoréduction Eh, exprimé en volt [Sigg et al., 1992].
Une oxydation est une incorporation d’oxygène ou une libération d’électrons.
Une réduction est une perte d’oxygène ou une incorporation d’électrons.
L’exemple du fer permet d’illustrer ce propos :
Forme réduite Forme oxydée
2FeO + O ← → Fe2O3
Fe2+ ← → Fe3+ + e-
Au même titre que le pH correspond à la concentration en ions H3O+, pε est défini par :
pε = - log{e-}
à partir duquel on obtient le potentiel redox :
pFRT
Ehε =2 3.
Avec : Eh : le potentiel redox
F : constante de Faraday = 96490 (C.mol-1)
R : constante des gaz parfaits = 8.314 (J.mol-1.K-1)
T : Température en Kelvin
Les réactions et les équilibres d’oxydoréduction dépendent du pH du milieu. A partir de cette
constatation, le pouvoir d’oxydoréduction a été construit permettant d’associer l’Eh et le pH par
la formulation suivante :
rHEh
pH= −0 029
2.
.
Chapitre 3 : Les processus liés à l’infiltration des eaux pluviales et au transfert des polluants associés
101
Le milieu est réducteur lorsque le pouvoir d’oxydoréduction est négatif, il y a alors dégagement
d’hydrogène. Le milieu est oxydant lorsqu’il est supérieur à 27, et il y a dégagement d’oxygène
[Chocat et al., 1997].
L’oxydoréduction n’est pas à proprement parler un processus de dégradation ou de rétention
des polluants dans le sol, mais correspond à un état d’équilibre physico-chimique du sol qui,
lui, a une influence sur les processus de transfert, de rétention ou surtout de transformation
chimique et biologique.
Chapitre 3 : Les processus liés à l’infiltration des eaux pluviales et au transfert des polluants associés
102
3.6 : Processus biologiques
L’activité biologique peut être quantifiée de manière indicative par le profil de minéralisation,
lui-même corrélé à la quantité de CO2 produit ou à la quantité d’oxygène consommé dans les
sols [Richter, 1987]. C’est ce qu’on appelle « la respiration » du sol.
La modélisation des processus biologiques est essentiellement axée sur la représentation des
flux et des bilans de matière et d’énergie. Cette représentation repose sur le principe du facteur
limitant. C’est à dire que le taux d’accroissement est limité par le paramètre le plus défavorable
[Masbernat et al., 1993].
Les processus biologiques peuvent être représentés à l’échelle moléculaire par la rupture d’une
liaison, l’arrachement d’un électron ou d’un proton. Mais cette représentation est finalement
celle utilisée pour les processus chimiques ou physico-chimiques. L’utilisation de ce type de
représentation reste souvent limitée à l’acquisition de nouvelles connaissances.
A l’échelle microscopique, la représentation utilisée pour décrire les processus biologiques est
généralement celle des équations d’équilibre. Là aussi, on remarque que la modélisation
correspond à celle des processus chimiques qui interviennent dans les processus biologiques.
A l’échelle macroscopique et à l’échelle mégascopique, la transformation biologique d’un
composé est représenté par son temps de demi-vie qui dépend du milieu dans lequel il se
trouve. Le temps de demi-vie représente le temps qu’il faut pour ne retrouver que la moitié du
composé initialement présent dans le milieu. Il ne permet donc pas de prévoir l’apparition d’un
sous produit de dégradation. Concrètement, la prise en compte des processus biologiques se fait
dans le cas d’une dégradation de produits par une diminution des concentrations dans le milieu.
Les processus de broyage concernent surtout la formation à long terme d’humus à partir de
déchets organiques. Les études réalisées dans ce domaine concernent de manière quasi-
exclusive, le sol naturel où la faune souterraine est particulièrement abondante. Il est difficile
de transférer ces connaissances au milieu urbain où l’activité biologique de la faune est réduite,
et où la faune peut avoir un comportement différent. De même l’importance de l’aération du sol
par la pénétration des racines et la circulation des animaux souterrains (vers de terre, etc.) est
un processus des plus importants vis à vis du fonctionnement biologique d’un sol.
La surface du sol est généralement un lieu propice au développement bactérien qui peut alors
entraîner l’apparition d’un biofilm. Ce biofilm peut constituer un frein à l’écoulement de l’eau.
Chapitre 3 : Les processus liés à l’infiltration des eaux pluviales et au transfert des polluants associés
103
Il représente une zone d’activité biologique intense où une forte biodégradation peut avoir lieu.
De même les bactéries qui y sont présentes peuvent constituer la première étape de
bioaccumulation de polluants dans la chaîne trophique.
3.6.1 : Rétention biologique des polluants
Les métaux peuvent être retenus par les bactéries soit par une adhérence à la paroi de leur
cellules soit par une pénétration et une accumulation à l’intérieur des cellules. Les bactéries
ayant elles mêmes le plus souvent adhéré à la matrice solide. La représentation du phénomène
d’adsorption biologique se fait de la même manière que l’adsorption chimique et est le plus
souvent décrite par un isotherme de Langmuir lorsque l’adsorption est linéaire ou de Freundlich
lorsqu’existe un phénomène de saturation [Hébrard-Labit, 1998].
3.6.2 : Transformation des composés inorganiques
Nitrification - Dénitrification
La nitrification est associée aux bactéries chimio-autotrophes qui, dans des conditions
anaérobies tirent leur énergie de l’oxydation des ions ammonium (NH4+) en nitrite (NO2
-). Puis
les nitrobactéries oxydent les nitrites en nitrates (NO32-). Dans le sol, l’ammonium libéré lors de
la décomposition de la matière organique s’il n’est pas immédiatement réutilisé est rapidement
transformé en nitrate. Une fois que l’ion NO32- est formé, il peut subir une dénitrification sous
l’action des micro-organismes jusqu’à l’obtention dans des conditions favorables d’une entière
minéralisation (formation de N2 gazeux) [Yaron et al., 1996].
Nitritation Nitratation NH4
+ → NO2- → NO3
2- (Ammonium) (Nitrites) (Nitrates)
→ nitrification
D’une manière générale, l’ion ammonium est la source principale d’azote pour les micro-
organismes et les champignons, alors que les plantes sont le plus souvent incapables de
l’assimiler. Elles ont besoin en effet du nitrate qui leur est fourni par les bactéries nitrifiantes.
En l’absence de couverture végétale, la production par les bactéries ou les apports directs de
nitrates ne seront donc pas consommés et le risque de lixiviation est alors accru (risque de
contamination des eaux souterraines) [Gobat et al., 1998].
Chapitre 3 : Les processus liés à l’infiltration des eaux pluviales et au transfert des polluants associés
104
Transformation du phosphore
Le phosphore est généralement le facteur limitant la croissance biologique. Sa minéralisation
microbienne à partir du phosphore organique est fortement influencée par des paramètres
environnementaux tels que le pH, la température et la teneur en eau [Yaron et al., 1991]. Dans
le sol, la majeure partie du phosphore se trouve sous forme précipitée.
C’est uniquement dans la zone rhizosphérique que certaines bactéries parviennent à solubiliser
le phosphate. Cette solubilisation peut être en partie due à l’abaissement global du pH dans
cette zone du sol [Gobat et al., 1998].
Transformation des métaux
La transformation par voie biologique des métaux se fait par deux processus.
Le premier et le plus important est l’oxydation ou la réduction microbienne, le deuxième est la
conversion d’un composé métallique organique en un composé inorganique, et inversement.
L’oxydation bactérienne peut avoir lieu directement par les enzymes ou par l’intermédiaire de
l’action qu’ont les micro-organismes sur le pH et le potentiel redox. A titre d’exemple, on peut
citer la transformation du mercure sous l’action des micro-organismes en méthylmercure ou
diméthylmercure. Les composés alors obtenus sont volatils, plus disponibles et d’une toxicité
beaucoup plus élevée.
Le deuxième type de transformation est la biodégradation des composés organo-métalliques
[Yaron et al., 1996].
3.6.3 : Transformation des composés organiques
Biodégradation
La biodégradation est un processus par lequel les composés organiques (toxiques ou non)
servent de substrat à la croissance microbienne. Dans ce cas, les substances organiques sont
métabolisées en CO2 ou en d’autres molécules organiques par les micro-organismes [Yaron et
al., 1996]. Il est important de remarquer, que le plus souvent, toute la dynamique des micro-
organismes est cachée dans la valeur d’un unique paramètre : une constante de biodégradation
[Billen, 1993].
Or, d’après De Marsily (1993), plutôt que d’utiliser un paramètre global (qui est généralement
difficile voire impossible à caler) pour représenter la biodégradation de la matière organique, il
serait préférable d’utiliser un groupe de paramètres, mesurables in situ tels que l’activité
microbienne à laquelle les variations de température peuvent être corrélées.
Chapitre 3 : Les processus liés à l’infiltration des eaux pluviales et au transfert des polluants associés
105
Cométabolisme
Le cométabolisme est la dégradation des produits xénobiotiques. Elle est facilitée par l’action
conjointe des sécrétions racinaires et des métabolites microbiens. Cette réaction est donc
localisée dans la rhizosphère [Gobat et al., 1998]. Lors de ces transformations cométaboliques,
la dégradation des molécules organiques toxiques se fait généralement au détriment des autres
molécules organiques non toxiques (compétition entre la dégradation de divers composés
organiques).
Ce processus peut mener à l’accumulation de produits intermédiaires, qui sont dans de
nombreux cas plus toxiques que les composés initiaux [Yaron et al., 1996].
Transformation non enzymatique
Les réactions non enzymatiques sont le résultat indirect de processus microbiologiques qui
induisent des changements de conditions environnementales telles que le pH ou le potentiel
redox. C’est par exemple le cas de certains produits issus de la décomposition microbienne
photosensible et qui agissent comme un catalyseur photochimique sur d’autres produits [Yaron
et al., 1996].
Photosynthèse - Respiration
Les réactions de la photosynthèse (P) et de la respiration (R) peuvent être représentées de la
manière simplifiée suivante :
CO2 + H2O + énergie solaire ← → {CH2O} + O2 .
Pour avoir lieu, la photosynthèse nécessite la présence de nombreuses substances (azote,
phosphore...), on a alors l’égalité stœchiométrique suivante pour la photosynthèse des
A titre d’exemple, la CEC des argiles varie entre 0,05 et 1,5 m.e.q./g selon le type d’argile et de
Chapitre 4 : Les interactions entre les polluants et les processus : Extraction des principaux paramètres
143
2 à 5 pour les composés humiques.
Plus la valence d’un cation est élevée, plus le cation est adsorbé facilement, Al3+ s’adsorbe plus
spontanément que Ca2+, et lui même plus que K+.
A valence équivalente, les cations les moins hydratés sont adsorbés préférentiellement. L’ion
Ca2+ présente une affinité toute particulière avec la matière organique qui fait que son
adsorption est favorisée.
Même si les rapports de concentration des différents ions en solution restent les mêmes, la
dilution provoque un échange entre les cations monovalents adsorbés et les cations divalents en
solution. Les cations monovalents sont alors remis en solution et la forte teneur en eau
engendrera leur migration. En période plus sèche, c’est le phénomène inverse qui se produit, les
cations monovalents en solution remplacent une partie des cations divalents et trivalents
adsorbés.
La faible teneur en eau fait qu’une fois en solution ces derniers migrent moins facilement
(corrélation de la vitesse d’infiltration et de la teneur en eau). L’alternance des périodes de
dessiccation et d’humidification favorise la remobilisation et donc la migration des cations
monovalents (Na+, NH4+, K+, etc.).
L’échange de cations ne peut avoir lieu que lorsque le temps de contact entre les phases liquide
et solide est suffisant. La corrélation entre la CEC et la vitesse d’infiltration laisse entrevoir que
l’échange de cations n’est parfois que partiel. La conductivité hydraulique, la teneur en eau et
la capacité d’échange de cations sont interdépendantes, et déterminent une grande part des
quantités de polluants retenus.
4.5.9 : La température
La température du sol, de la solution de sol et de l’eau de ruissellement a une influence, le plus
souvent indirecte, sur la quasi-totalité des processus physiques, chimiques, ou biologiques.
La viscosité de l’eau dépend de la température, et donc par son intermédiaire, la conductivité
hydraulique et la vitesse d’infiltration aussi (voir annexe 2).
L’ensemble des réactions chimiques ou physico-chimiques sont sous l’influence de la
température. Elle est en effet associée à l’agitation moléculaire qui détermine le nombre de
contacts entre la solution de sol et les surfaces actives. Ainsi, les coefficients de partage utilisés
pour décrire l’adsorption des métaux lourds sont déterminés à température constante (isotherme
de Langmuir ou de Freundlich).
Chapitre 4 : Les interactions entre les polluants et les processus : Extraction des principaux paramètres
144
La température détermine l’activité biologique d’un sol. Celle-ci est optimale dans une certaine
plage de température, ralentie et parfois même complètement inhibée à l’extérieur de cette
plage.
La température du sol et de l’eau du sol varie à la fois de manière journalière et annuelle.
L’amplitude de ces variations diminue avec la profondeur.
Les variations journalières de la température du sol ne se font pas ressentir au-delà d’un mètre
pour un sol saturé et de 50 cm pour un sol sec. D’après Musy et al., (1991), l’amplitude de
l’onde thermique y est alors divisée par 1000 que ce soit pour le sable ou l’argile. La figure 4.8
montre le comportement thermique journalier de deux sols homogènes de structures différentes.
Profondeur où l’amplitude thermique est divisée par e (e=2.718) (à gauche)
et par 1000 (à droite)
0
4
8
12
16
sec saturé
Pro
fond
eur (
cm)
SableArgile
0
25
50
75
100
sec saturé
Pro
fond
eur (
cm)
SableArgile
Figure 4.8 : Atténuation de l’amplitude de l’onde thermique journalière avec la profondeur
Dans l’étude du comportement du sol sous un ouvrage d’infiltration, les variations thermiques
journalières n’auront qu’une influence modérée sur son fonctionnement et notamment sur la
vitesse d’infiltration. Ceci est corroboré par les résultats de l’analyse des données fournies par
Météo France concernant la station de Bron (69). En 1998, l’amplitude thermique journalière
n’a pas excédé 10 °C à 10 cm de profondeur ce qui correspond au plus à une variation de 25%
de la viscosité et donc de la conductivité hydraulique (annexe 4). D’autre part l’amplitude de
l’onde thermique décroît exponentiellement avec la profondeur et peut être négligée au delà de
quelques dizaines de centimètres.
Les faibles variations (surtout en profondeur) et l’influence indirecte qu’elle a sur les processus
physico-chimiques ne font pas de la température un paramètre systématiquement pris en
Chapitre 4 : Les interactions entre les polluants et les processus : Extraction des principaux paramètres
145
compte. Par contre, en surface et notamment vis-à-vis des processus biologiques, son
importance peut être considérable.
Lorsque le sol est saturé, les réactions deviennent anaérobies, généralement les phénomènes
liés à l’activité biologique sont alors d’une importance moindre.
Le comportement hydrique du sol diffère au cours de l’année par une modification de sa teneur
en eau (évaporation et prélèvements par les plantes variables selon la saison) et de la
température. En effet, l’amplitude thermique est beaucoup plus importante à l’échelle annuelle
(environ 30°C en 1998 à la station météo de Bron (69)) qu’à l’échelle événementielle et elle se
fait ressentir beaucoup plus en profondeur (jusqu’à 1m). La température du sol a une influence
non négligeable sur la viscosité de la solution de sol et par conséquent sur sa vitesse
d’infiltration. C’est donc plus la température associée à la position d’un événement dans
l’année qui est importante que la variation de température pendant un événement.
La figure 4.9 montre le comportement thermique annuel de deux sols homogènes de structures
différentes [Musy et al., 1991].
Profondeur où l’amplitude thermique est divisée par e (à gauche) et par 1000 (à droite)
0
1
2
3
sec saturé
Pro
fond
eur (
m)
SableArgile
0
5
10
15
20
sec saturé
Pro
fond
eur (
m)
SableArgile
Figure 4.9 : Atténuation de l’amplitude de l’onde thermique annuelle avec la profondeur
Ainsi, d’après Richter et al., (1987), on peut estimer que les variations de la température du sol,
en climat tempéré, ne se font pas ressentir au delà de 40 cm de profondeur au cours d’une
journée, et 2 m au cours d’un année. Musy et al., (1991) quant à eux estiment négligeables les
variations journalières au delà d’un mètre. La vitesse de propagation de la chaleur dans le sol
augmente avec la teneur en eau, car l’eau possède une capacité calorifique très grande.
Chapitre 4 : Les interactions entre les polluants et les processus : Extraction des principaux paramètres
146
4.5.10 : L’activité biologique et le taux d’oxygène
L’activité biologique, pour pouvoir être mesurée, a été associée à un certain nombre d’autres
paramètres plus facilement appréciables, tels que le taux d’oxygène consommé ou de dioxyde
de carbone rejeté. Cette activité dépend d’un grand nombre de paramètres : température, teneur
en eau, etc. La difficulté réside, à l’heure actuelle, en l’absence de représentation pragmatique
de cette activité, ce qui implique forcément de grandes difficultés pour sa prise en compte lors
de l’étude des transferts de polluants dans le sol. En l’état actuel des recherches, il paraît
difficile d’intégrer l’influence de l’activité biologique dans sa globalité. Par contre, une
approche peut être envisagée par la prise en compte notamment du taux d’oxygène présent dans
le sol, qui détermine partiellement le type d’activité biologique.
Comme il a été vu au paragraphe 4.5.3, le taux d’oxygène présent dans le sol a une influence
sur le potentiel redox. Mais surtout, il contrôle le type de réactions mises en jeu lors des
processus biologiques. La dégradation biologique des composés organiques est plus rapide par
des processus aérobies. La présence d’oxygène est donc un élément favorable à la
biodégradation, pour certains composés, elle est même indispensable (HAP notamment).
Lorsque le milieu est non saturé, la quantité d’oxygène présent dans le sol dépend de la quantité
d’air et donc de la teneur en eau du sol.
Par contre, lorsque l’on tente de caractériser l’activité biologique, c’est souvent la
« respiration » du sol que l’on considère. Cette respiration est elle même associée à la quantité
d’oxygène consommé, ou à la quantité de gaz carbonique rejeté.
4.5.11 : Conclusion
Le tableau 4.2 récapitule les variations spatiale possibles des paramètres précédemment
explicités.
Chapitre 4 : Les interactions entre les polluants et les processus : Extraction des principaux paramètres
147
Echelle de temps événement et inter-
événement
année vieillissement
Vitesse d’infiltration oui (1) oui (4), (5)
Courbe de répartition vélocimétrique non (2) oui
Teneur en eau oui oui oui mais(5)
Potentiel de pression hydraulique oui (1) (5)
pH non non non
Eh non possible non
Granulométrie, porosité non variable (2) oui
Teneur en matière organique non variable (2) oui
Teneur en argile non variable (2) oui
Capacité d’échange de cations non variable (2) oui
Température oui oui peu probable
Régime thermique non non peu probable
Taux d’oxygène non oui -
Activité biologique oui (1) oui
(1) : variation au cours de l’année mais faible variation d’une année sur l’autre, sauf en cas de conditions climatiques extrêmes (sécheresse, canicule ...) (2) : variation qui peut être perceptible d’une année sur l’autre selon la charge des apports (3) : la vitesse d’infiltration a généralement tendance à diminuer au fur et à mesure des infiltrations sous l’effet du colmatage, ce qui constitue un aspect positif en terme de rétention des polluants (4) : variation possible dans le temps de la relation entre le potentiel de pression hydraulique et la teneur en eau qui dépend des caractéristiques du sol telle que la teneur en argile. (5) paramètres souvent non représentatifs à l’échelle d’un ouvrage En gras : paramètres représentatifs du fonctionnement du sol à l’échelle de l’ouvrage
Tableau 4.2 : Variations des paramètres en fonction de l’échelle de temps considérée
Chapitre 4 : Les interactions entre les polluants et les processus : Extraction des principaux paramètres
148
Tous les paramètres précédemment considérés ne sont pas sans influence les uns sur les autres.
La figure 4.10 illustre leurs relations et leur interdépendance. Ceci montre combien il est
difficile d’avoir une représentation unilatérale du fonctionnement du sol.
Paramètre ayant une influence directe
Paramètre agissant sur le fonctionnement du sol par l’intermédiaire d’un paramètres direct
Figure 4.10 : Représentation schématique de l’influence mutuelle des paramètres considérés
comme prépondérants vis à vis du fonctionnement du sol.
Teneur en eau
Vitesse d’infiltration
pH
Eh
Teneur en matière organique
Teneur en argile
CEC
Température
Activité biologique
Taux d’oxygène
texture structure
porosité
granulométrie
Potentiel de
pression h(θ)
Chapitre 4 : Les interactions entre les polluants et les processus : Extraction des principaux paramètres
149
Les phénomènes impliqués dans la rétention, le transfert ou la transformation des polluants
dans le sol sont sous l’influence des paramètres déterminés comme étant ceux qui représentent
le fonctionnement du sol. Le tableau 4.2 récapitule l’ensemble de ces paramètres ayant une
influence directe (D) ou indirecte (I) sur le fonctionnement du sol. L’influence directe d’un
paramètre sur un processus peut être forte, modérée ou faible (DF, Dm, Df) ou indéterminée
(D). Si elle est indirecte, elle peut avoir une action sur les processus par l’intermédiaire d’un
paramètre déjà déterminé, ou par l’intermédiaire d’une des caractéristiques du polluant (produit
de solubilité, coefficient d’adsorption).
D : paramètre ayant une influence directe sur la propagation du polluant dans le sol mais dont on ne connaît pas
l’importance ou dont l’influence est variable
DF, Dm, Df : paramètre ayant une influence directe forte, modérée ou faible sur la propagation du polluant dans le
sol
I : paramètre ayant une influence indirecte sur la propagation du polluant dans le sol
( ) : paramètre jouant le rôle d’intermédiaire de l’action du paramètre indirect
- : paramètre n’ayant aucune influence, ou une influence que l’on suppose négligeable
Vitesse
d'infiltration
Potentiel de
pression
hydraulique
pH Eh Granulo
Porosité
Notation V h(θ) pH Eh granu, poro
Métaux lourds DF I(V) DF Dm DF ou I(V)
Nitrates DF I(V, Ab) I I I(V)
Phosphates DF I(V, Ab) I I DF
Sels DF I(V) I I I(V)
Hc Aliphatiques DF I(V, Ab) I(Ab) D ou I(ox, Ab) D ou I(V)
Hc Aromatiques DF I(V, Ab) I(Ab) D ou I(ox, Ab) D ou I(V)
HAP DF I(V, Ab) I(Ab) D ou I(ox, Ab) D ou I(V)
Organo-halogénés DF I(V, Ab) I(Ab) D ou I(ox, Ab) D ou I(V)
Phénols DF I(V, Ab) I(Ab) D ou I(ox, Ab) Df ou I(V)
PCB, Dioxine DF I(V, Ab) I(Ab) D ou I(ox, Ab) D ou I(V)
Bactéries DF I(V, Ab) D (cond. Vie*) D (cond. vie) D (adsorption)
Virus DF I(V, Ab) D (cond. vie*) D (cond. vie) D ou I(V)
(*) : La propagation des virus et des bactéries dans le sol est sous l’influence des « conditions de vie » du milieu qui
dépendent d’un certain nombre de paramètres (pH, Eh).
Chapitre 4 : Les interactions entre les polluants et les processus : Extraction des principaux paramètres
150
Teneur du sol
en matière
organique
Teneur en
argile
CEC Température Activité
biologique
Taux
d'oxygène
Notation m.o. arg. CEC T Ab ox
Métaux lourds DF DF DF I(V, Ab), D Df I(Ab)
Nitrates - - - I(V, Ab) DF I(Ab)
Phosphates DF DF DF I(V, Ab) DF I(Ab)
Sels - - - I(V) - -
Hc Aliphatiques D D D I(V, Ab) D D I(Ab)
Hc Aromatiques D D D I(V, Ab) Df Dm I(Ab)
HAP D D D I(V, Ab) Df Df I(Ab)
Organo-halogénés D D D I(V, Ab) D Df I(Ab)
Phénols Df Df Df I(V, Ab) Df D I(Ab)
PCB, Dioxine D D D I(V, Ab) Df Df I(Ab)
Bactéries D (adsorption) D
(adsorption
)
Dm D, I(V, Ab) D D
Virus Df Df - D, I(Ab, V) Df D, I(Ab)
Tableau 4.3 : Récapitulatif de l’influence des paramètres représentatifs
sur le transfert des polluants
Chapitre 4 : Les interactions entre les polluants et les processus : Extraction des principaux paramètres
151
4.6 : Conclusion
L’état actuel des connaissances , nous a permis de mettre en évidence les processus et les
paramètres qui semblent avoir un rôle important dans le transfert dans le sol, des polluants
d’origine pluviale.
Certains paramètres se sont avérés prépondérants dans le transfert et la transformation des
polluants. Ainsi, la cinétique de percolation influe sur la capacité d’un sol à retenir les polluants
par des processus d’adsorption, de même que le pH et dans une moindre mesure le potentiel
d’oxydoréduction. La capacité d’échange de cations, que l’on parvient parfois à corréler
directement aux teneurs en argile et en matière organique joue elle aussi un rôle important.
Mais tous ces paramètres ne subissent pas des variations aux mêmes échelles spatio-
temporelles. A l’heure actuelle et à l’échelle macroscopique, la prise en compte de tous les
processus et donc de tous les paramètres associés se heurte encore à de nombreuses difficultés.
Les mesures et l’utilisation des paramètres extraits des études du sol à l’échelle d’une colonne
de laboratoire laissent, elles aussi, entrevoir des difficultés. En effet, la signification de ces
paramètres à l’échelle d’un ouvrage d’assainissement demeure une question ouverte, c’est le
cas notamment de la conductivité hydraulique ou du potentiel de pression hydraulique définis à
l’échelle d’une colonne de laboratoire homogène. Il est en effet probable que la cinétique de
percolation, à l’échelle d’un ouvrage, soit en fait contrôlée par la macroporosité et par
l’hétérogénéité du sol, et nécessiterait alors une nouvelle représentation.
De plus, la mesure ponctuelle de ces paramètres est-elle représentative de l’ouvrage ? Si le pH
peut être considéré comme spatialement peu variable, cette affirmation peut être difficile à
accepter pour l’activité biologique par exemple.
De plus, il est probable que par des phénomènes de compensation ou au contraire de synergie,
le fonctionnement global du sol, à l’échelle par exemple d’un ouvrage d’infiltration, fasse
apparaître une nouvelle organisation des processus et donc la prépondérance de nouveaux
paramètres.
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
152
5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
Nous avons choisi de construire une représentation du comportement d’un sol soumis à
l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial par une approche globale à l’échelle de l’ouvrage
d’infiltration.
5.1 : Choix d’un ouvrage
L’infiltration des eaux de ruissellement pluvial en milieu urbain concerne à la fois des ouvrages
d’assainissement et des surfaces perméables. Elle peut être « intentionnelle », autrement dit,
elle peut constituer le mode de vidange de certaines techniques alternatives, permettant de
réduire les flux véhiculés à l’aval et de restituer à la nappe les eaux de ruissellement. Or ces
eaux sont chargées en polluants et peuvent donc provoquer un impact sur la qualité du sol et
des eaux souterraines. La fonction des ouvrages d’assainissement par infiltration est double :
évacuer les eaux pluviales et restituer l’eau au sol tout en préservant sa qualité et celle des
nappes.
Parmi l’ensemble des ouvrages d’infiltration nous nous intéresserons plus particulièrement aux
bassins d’infiltration puisqu’ils drainent des flux importants et chargés et qu’il s’agit des
ouvrages les plus répandus.
L’objectif ici est d’expliciter les variations spatio-temporelles des caractéristiques du sol mises
en évidence le plus souvent à l’échelle d’une colonne de laboratoire ou d’un échantillon de sol
et de déterminer leur importance relative. Nous tenterons de vérifier ensuite si un transfert
d’échelle par globalisation des processus et non par extension des « représentations fines »,
infirme ou confirme les prépondérances établies, en effectuant un suivi de ces paramètres dans
le temps.
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
153
5.2 : Echelle spatiale associée
Comprendre le comportement du sol soumis à l’infiltration afin de pouvoir évaluer et
finalement contrôler son impact nécessite en premier lieu une approche cognitive.
L’expérimentation qui alimente cette approche se fait très souvent à l’échelle de la colonne de
laboratoire dont le pragmatisme ne peut être remis en cause, et consiste en l’étude d’un
échantillon de sol. La connaissance des phénomènes que l’on a pu obtenir jusqu’à présent n’est
évidemment que partielle et demande toujours à être approfondie ou complétée. En effet, les
observations ne concernent qu’un nombre restreint de polluants et d’interactions entre les
processus de transfert. Elles ont été à l’origine de l’extraction des paramètres qui semblent
jouer un rôle prépondérant dans le transfert des polluants dans le sol.
Par ailleurs, les modèles que ces expérimentations permettent de construire ou de caler sont
souvent difficiles à utiliser à une échelle plus grande (voir chapitre 1) particulièrement pour les
considérations suivantes :
- les conditions de sollicitations réelles du sol in situ demeurent difficile à prendre en
compte alors qu’elles influencent, voire même déterminent, son fonctionnement
- la validité de l’utilisation de ces modèles à une autre échelle spatio-temporelle que
celle à laquelle ils ont été élaborés n’est pas toujours vérifiée.
Le sol qui constitue et supporte les ouvrages d’assainissement possède en effet sa propre
hétérogénéité structurelle et une macroporosité qui peut contrôler la dynamique de l’infiltration
rendant son fonctionnement difficile à représenter à partir des observations effectuées à
l’échelle macroscopique. De plus, cette complexité est accrue par le fait que le transfert des
polluants dans le sol intègre plusieurs champs disciplinaires faisant intervenir des compétences
très diverses, difficiles à mettre en œuvre simultanément.
Les échelles moléculaire, microscopique et macroscopique, définies au premier chapitre,
permettent essentiellement la compréhension et l’acquisition d’une connaissance fine des
processus mis en jeu lors de l’infiltration. Mais comme on vient de le souligner, ces
connaissances ne suffisent pas à l’heure actuelle à comprendre le fonctionnement global des
ouvrages d’infiltration, que ce soit d’un point de vue quantitatif ou qualitatif.
Une approche globale cognitive peut être envisagée en parallèle afin de construire une
représentation du fonctionnement du sol dans sa totalité directement à l’échelle de l’ouvrage.
Notre choix, que ce soit celui de l’échelle d’un bassin d’infiltration ou celui de globaliser les
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
154
processus nous conduit à adopter une approche du fonctionnement du sol différente. Tout au
long de notre travail, le rôle et l’importance de l’hétérogénéité de ce sol a été mis en évidence.
Elle est par ailleurs amplifiée par la répartition spatiale des apports qu’il reçoit [Gautier, 1998],
[Jacopin et al., 1998], [Bardin, 1999]. En effet, les eaux de ruissellement pluvial peuvent être
déversées localement à l’intérieur des ouvrages d’assainissement de grande taille tels que les
bassins d’infiltration par l’intermédiaire de conduites. Seule une petite partie de la surface
totale de ces ouvrages reçoit les premiers apports où l’on constate le début des processus liés à
l’infiltration avant que ne soit concerné l’ensemble de la surface réceptrice de l’ouvrage.
Schématiquement, la variabilité spatiale des apports à un bassin d’infiltration peut être
représentée par la figure 5.1.
Zone subissant en premierl'infiltration et donc le colmatage
Elargissement de la zone subissant l'infiltration et donc le colmatage
Le bassin est mis en eau, l'infiltrationse fait sur toute la surface du bassin lorsque l'événement est d'importance suffisante
Amont du bassin
Avaldu bassin
Amont du bassin
Avaldu bassin
Amont du bassin
Avaldu bassin
Figure 5.1 : Variabilité spatiale liée au fonctionnement des ouvrages de grande taille
La variabilité spatiale des apports engendre une différence de comportement du sol entre
l’amont et l’aval de l’ouvrage. On a pu remarquer que la plupart des événements ne
provoquaient pas la mise en eau complète de certains bassins, et que seule une fraction de la
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
155
surface participait alors vraiment et totalement à l’infiltration. Il en résulte une évolution et un
colmatage différentiels de la surface réceptrice des bassins d’infiltration [Jacopin et al., 1998].
Notre choix se porte sur la construction d’une représentation globale du sol à l’échelle d’un
ouvrage d’assainissement. Cette représentation est basée sur l’organisation des paramètres
prépondérants extraits des connaissances acquises aux différentes échelles spatiales.
5.3 : Echelle temporelle
Du point de vue de la rétention et de la migration éventuelle des polluants dans le sol, nous
retenons l’échelle du vieillissement des ouvrages. Le choix de cette échelle de temps est
imposée par la volonté de prise en compte de l’impact des ouvrages sur la qualité du sol et des
eaux souterraines. Notre objectif est de modéliser le comportement du sol à l’échelle spatio-
temporelle de l’ouvrage et de son vieillissement.
Parmi l’ensemble des paramètres considérés comme prépondérants dans le transfert ou la
rétention des polluants dans le sol, généralement seules les variations de la teneur en eau et du
potentiel de pression hydraulique (et donc de la vitesse d’infiltration) peuvent être observés à
l’échelle événementielle. La prise en compte des autres paramètres confirme le choix que nous
avons fait d’une représentation à l’échelle du vieillissement d’un ouvrage. Un argument
supplémentaire ayant orienté notre choix vers cette échelle de temps est l’aspect « discret » des
échelles événementielle et inter-événementielle alors que la majorité des processus sont
continus (volatilisation, biodégradation ...).
De plus, envisager une représentation, événement par événement, des masses de polluants
piégées ou de la qualité des eaux de percolation laisse apparaître de nombreuses difficultés
notamment d’ordre métrologique. Dans le premier cas, les masses piégées d’un événement à
l’autre risque fort d’être en deçà des seuils de détection ou de l’incertitudes liée à la mesure, et
ne pourront donc pas être observées. Dans le second cas, il demeure difficile de corréler la
composition de cet effluent à celle de l’effluent entrant (apport au bassin d’infiltration) car il
est difficile de distinguer si les polluants qui sont présents proviennent de l’événement
considéré, de la migration plus lente d’une substance apportée par un événement antérieur ou
du relargage de substances préalablement retenues par le sol.
Aux échelles du vieillissement d’un ouvrage d’infiltration, certains paramètres peuvent varier
sensiblement sous l’accumulation de variations non observables ou non observées aux échelles
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
156
de temps plus fines. C’est le cas de la perméabilité qui diminue généralement au fur et à mesure
du colmatage. C’est aussi le cas de la teneur en argile qui a tendance à augmenter sous l’effet
des apports de matière en suspension par les eaux de ruissellement. La capacité d’échange de
cations varie à la fois parce qu’il peut y avoir un apport de substances adsorbantes (matières en
suspension, fines, matière organique) mais aussi parce que le sol peut devenir saturé en
polluants et qu’il ne joue alors plus son rôle de filtre physico-chimique.
Il est donc nécessaire de discrétiser la durée de fonctionnement d’un ouvrage en pas de temps
suffisamment grands pour que ces variations soient perceptibles. Nous avons choisi une
discrétisation en pas de temps de six mois, c’est à dire en deux périodes par an : l’une d’avril à
septembre, et l’autre d’octobre à mars car elles correspondent à deux types de fonctionnement
différents d’un point de vue biologique (activité biologique intense en été et ralentie en hiver)
et de la température du sol. Cette discrétisation pourrait être affinée en 4 périodes par an de 3
mois, dans le cas notamment d’un bassin recevant des flux très chargés qui engendrent des
variations des masses retenues et des paramètres perceptibles dans cet intervalle de temps.
Le choix de la représentation de la contamination d’un sol, qui peut être considérée comme la
conséquence de son fonctionnement, suppose la prise en compte des masses de polluants
retenues par le sol plutôt que de la qualité de la solution de sol, c’est à dire celles des quatre
métaux lourds identifiés (plomb, cadmium, zinc, cuivre), de l’azote et du phosphore sous leur
différentes formes, éventuellement celle des sels si certains peuvent être retenus (notamment
pour les mesures effectuées en fin d’hiver où l’impact des sels de déverglaçage peut encore être
visible), et de quelques hydrocarbures. Dans le cas de ces derniers, une étude préalable peut
s’avérer nécessaire pour identifier la présence de ces substances dans les eaux apportées au
bassin. Elle peut être faite :
- au niveau des eaux de ruissellement bien que parfois leur teneur en certains
hydrocarbures soit souvent en deçà des seuils de détectabilité,
- au niveau des masses déjà retenues ce qui permet de connaître l’état initial du système
sol en place,
- ou bien, par exemple, par une étude du mode d’occupation des sols de la zone dont le
bassin d’infiltration est l’exutoire.
Des modifications de la structure de l’ouvrage peuvent également intervenir du fait de son
entretien (curage, décolmatage) ou de l’apparition d’une activité biologique importante
(développement d’une flore ou d’une faune, chemins d’écoulement préférentiel dus aux vers de
terre ou à la pénétration de racines). L’évolution des paramètres dans le temps peut ainsi en être
affectée et présenter alors des variations rapides.
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
157
D’après la synthèse du chapitre 4, nous nous intéresserons à la courbe de répartition
vélocimétrique, au pH, à l’Eh, aux teneurs en matière organique et en argile, à la CEC, à la
température et à l’activité biologique.
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
158
5.4 : Modélisation du fonctionnement du sol aux échelles mégascopique et
du vieillissement de l’ouvrage
5.4.1 : Hypothèses de fonctionnement et paramètres représentatifs
La courbe de répartition vélocimétrique de l’infiltration
Comme il a été vu au paragraphe 4.5.1 une courbe de répartition vélocimétrique pourrait servir
à caractériser la cinétique d’infiltration à l’échelle d’un ouvrage. Il est probable que l’évolution
de ce paramètre, à l’échelle du vieillissement de l’ouvrage se fasse comme le montre la
figure 5.2.
Répartition vélocimétrique de la vitesse d'infiltration
Figure 5.2 : Evolution possible de la courbe de répartition vélocimétrique de l’infiltration de
l’eau dans le sol sous-jacent un bassin d’infiltration
Au cours de son fonctionnement, le sol soumis à l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial
reçoit des flux chargés de polluants et de fines qui se déposent ou sont retenues en partie à la
surface où dans les premiers centimètres de sol, provoquant ainsi un colmatage de l’ouvrage. La
cinétique d’infiltration est d’une manière générale de plus en plus lente. En fait, cela peut
signifier surtout qu’une part plus grande du volume s’écoule à plus faible vitesse. Par exemple,
dans le cas d’une évolution représentée par la figure 5.2, la part du volume écoulé à une vitesse
comprise entre 10-6 et 10-4 m/s passe de 5 à 20 %, celle du volume écoulé à une vitesse
comprise entre 10-4 et 10-2 m/s passe de 15 à 40 %. Cette présomption intègre la diminution de
la perméabilité du sol au cours de son évolution ainsi que le colmatage.
Rappelons qu’à l’échelle événementielle, la variation de la perméabilité n’est certainement pas
observable. Cette variation est en effet le résultat d’une succession d’apports diffus, discrets
mais permanents à l’échelle du vieillissement d’un ouvrage.
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
159
Puisque ce paramètre représente, de manière globale, la cinétique de l’infiltration dans le sol
sous-jacent un ouvrage, il ne peut pas être associé à une couche de sol.
Granulométrie, porosité
Pour caractériser l’évolution des différentes couches de sol que nous définirons au paragraphe
suivant, il apparaît nécessaire de connaître l’évolution en profondeur de la porosité et de la
granulométrie. Les fines s’accumulent au cours du fonctionnement d’un ouvrage, et la porosité
du sol devrait être de plus en plus faible, ce qui engendre ainsi une diminution de la vitesse de
percolation. En principe, si le sol ne devient pas lui même une source de polluants, il devrait, au
cours de son fonctionnement, être de plus en plus efficace du point de vue de la rétention. Il
sera nécessaire de vérifier cette hypothèse pour chaque couche de sol où ces caractéristiques
(granulométrie et porosité) auront été suivies, grâce peut-être à une corrélation avec les masses
retenues.
La porosité et la granulométrie devraient présenter des variations selon la profondeur. L’apport
de fines et de substances sont responsables, en partie, du colmatage du sol, diminuant ainsi la
porosité et augmentant la proportion de fines dans la courbe de répartition granulométrique. En
s’éloignant de la surface du sol, cette évolution devrait diminuer d’ampleur. Ainsi, c’est dans
les premiers centimètres de sol, qui constituent généralement la couche colmatée, que cette
évolution sera la plus significative, car ce sont généralement aussi les plus actifs vis-à-vis de la
rétention.
pH
Le pH est une caractéristique importante du sol vis-à-vis de la rétention physico-chimique. Ce
paramètre est relativement stable dans le temps, et homogène selon la profondeur. Il peut être
considéré comme une caractéristique du sol pouvant servir à comparer notamment la capacité
de rétention physico-chimique des ouvrages. Si une corrélation peut être établie entre les
masses de polluants retenus et le pH moyen du sol de l’ouvrage, c’est qu’à l’échelle d’un bassin
d’infiltration aussi il joue un rôle prépondérant en terme de rétention, et notamment physico-
chimique.
Eh
Le potentiel redox caractérise l’état d’un milieu du point de vue de l’oxydoréduction. En
corrélation avec le pH, c’est un bon indicateur de l’état physico-chimique du milieu et de
l’activité biologique. Le potentiel d’oxydoréduction évolue très lentement, il est donc possible
que nous retrouvions le même contexte que pour le pH. Toutefois, un accroissement de la
teneur en matière organique et de l’activité biologique peut provoquer une variation de l’Eh, de
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
160
même il peut y avoir des variations saisonnières qu’il reste à mettre en évidence et en
corrélation avec les masses retenues. Il est possible, dans certains cas d’avoir un potentiel redox
variable avec la profondeur. C’est notamment le cas lorsque l’on est en présence d’une couche
saturée en permanence. Dans ce cas l’absence ou le manque d’oxygène peut rendre le milieu
réducteur, alors qu’en surface l’alternance de période sèche et humide conserve au sol un
caractère oxydant.
Teneur en matière organique
La teneur en matière organique devrait elle aussi augmenter à l’échelle du vieillissement du
bassin d’infiltration et peut-être d’une année à l’autre. Comme ces substances sont
généralement fortement réactives, elles seront rapidement retenues principalement dans les
premiers centimètres de sol. Ainsi, la teneur en matière organique diminuera avec la
profondeur. Selon les substances apportées et la dynamique de la biodégradation associée à ce
milieu, la teneur en matière organique peut présenter des variations au cours de l’année, et peut-
être même une diminution en fin d’été. Ceci argumente le fait d’utiliser un pas de temps
équivalent à six mois maximum.
Teneur en argile
La teneur en argile devrait croître au cours du temps sous l’influence des apports successifs de
matières fines et en suspension. Ces variations seront d’autant plus grandes que l’on se
rapprochera de la surface. L’argile nouvellement apportée peut alors représenter de nouveaux
sites d’adsorption. Dans ce cas le sol ne présentera pas de saturation vis-à-vis de la rétention et
continuera à jouer son rôle épurateur. Elle peut aussi être considérée comme un frein à
l’écoulement et donc être favorable à la cinétique de rétention et par conséquent à l’obtention
d’un équilibre des réactions physico-chimiques.
Capacité d’échange de cations
Si l’argile et la matière organique peuvent être considérées comme de nouveaux sites
d’adsorption, alors la capacité d’échange de cations du sol augmentera, et de ce fait entraînera
une augmentation de la capacité d’adsorption. Si ce n’est pas le cas, cela laissera supposer que
la portion de sol correspondante présente une saturation vis-à- vis de la rétention. Puisque la
capacité d’échange de cations est principalement associée aux teneurs en argile et en matière
organique, elle subira le même type de variations que ces deux paramètres.
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
161
Température
Le régime thermique du sol, c’est à dire l’évolution de la température au cours de l’année, ne
devrait pas varier à l’échelle du vieillissement d’un ouvrage. C’est, par contre, une
caractéristique importante du fonctionnement du sol dans le sens ou la température influe sur la
cinétique de l’infiltration et sur celle des réactions chimiques, ainsi que sur l’activité
biologique. De ces points de vue, le sol aura un comportement différent selon s’il est sous un
climat froid ou tempéré. Comme on l’a vu, l’intensité des variations de la température décroît
avec la profondeur. Celles-ci peuvent être souvent négligées au-delà d’un mètre.
Activité biologique
L’activité biologique décroît avec la profondeur de manière exponentielle. Elle est donc
supposée maximale en surface et dans les premiers centimètres de sol. C’est donc dans la
couche superficielle de sol que les phénomènes de biodégradation seront les plus intenses.
Conclusion
De manière générale, l’intensité de la variation des paramètres considérés comme
prépondérants, diminue avec la profondeur. Leurs évolutions peuvent être considérées comme
continues, voire monotones dans le temps car elles sont la conséquence d’une accumulation
d’événements infiltrant.
Toutefois, elle peuvent présenter des sauts témoignant d’un fonctionnement « exceptionnel »,
d’une évolution brutale ou d’une mesure défectueuse. Ainsi, un événement accidentel pourrait
provoquer une brusque variation de certains paramètres. Par exemple, une augmentation de la
capacité d’échange de cations pourrait avoir lieu après le déversement accidentel de produits
complexants qui auraient « lessivé » le sol. De même, cet apport massif pourrait entraîner une
remobilisation brutale des polluants. Dans ce cas, la mesure des masses de substances retenues
montrerait une brusque diminution. Un apport massif de fine peut engendrer une augmentation
brutale de la teneur en argile. Une chute du pH peut avoir lieu sous l’effet d’un apport
particulièrement acide.
5.4.2 : Représentation spatiale du sol
Les paramètres représentant l’évolution du sol à l’intérieur et sous un ouvrage d’infiltration
varient dans le temps et avec la profondeur.
Au vu des variations possibles de ces paramètres, le sol sera représenté par des couches dont le
comportement sera supposé homogène. L’épaisseur de ces couches sera d’autant plus faible et
leur rôle vis-à-vis de la rétention et de la transformation des polluants dans le sol d’autant plus
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
162
important que l’on se rapprochera de la surface.
La présence éventuelle d’un géotextile à l’intérieur des ouvrages d’infiltration sert souvent de
barrière mécanique, et parfois même physico-chimique aux particules. Il est probable, dans ce
cas, qu’il soit nécessaire de représenter une couche potentiellement colmatée au niveau du
géotextile.
La figure 5.3 schématise cette représentation du sol.
Figure 5.3 : Représentation du sol en couches de comportement homogène
Une interface en surface constitue la couche la plus active du sol en termes de rétention et de
transformation des polluants où l’ensemble des processus sont mis en jeu, et notamment ceux
liés à la dégradation sous l’effet du rayonnement solaire. Elle peut aussi être le lieu d’une
prolifération bactérienne et algale et être donc le support d’un biofilm. Cette zone constitue
l’interface entre l’atmosphère, les apports (selon si le bassin d’infiltration est en eau ou non) et
la couche sous-jacente colmatée.
La couche colmatée est constituée généralement par les premiers centimètres de sol résultant de
son fonctionnement. Son épaisseur croît au cours du temps et peut atteindre une dizaine de
centimètres. Même lorsque le bassin d’infiltration est ancien (plus de trente ans) et soumis à des
effluents fortement chargés, la couche colmatée excède rarement trente centimètres.
De perméabilité plus faible que les couches inférieures, c’est elle qui détermine le plus souvent
la cinétique d’infiltration de l’ouvrage. Elle est le lieu et la conséquence des plus fortes
rétention et transformation des polluants, sous l’action conjointe de la totalité des processus
m
au delà du mètre
Interface cm
dm géotextile
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
163
physico-chimiques et biologiques, à l’exception de la photolyse qui n’a lieu que dans le premier
centimètre.
La deuxième couche a un comportement moins variable dans le temps que la couche
précédente. Elle évolue donc plus lentement, et n’est pas encore colmatée de manière
importante. La rétention et la transformation des substances y sont moins intenses. Finalement
la distinction entre les deux premières couches est difficile à établir, surtout lorsque l’ouvrage
n’est en service que depuis peu de temps.
Cette distinction spatiale reste en effet arbitraire dans le sens où la couche colmatée de surface
influe sur l’évolution de la couche sous-jacente.
Une zone de perméabilité plus faible, une teneur en matière organique plus forte permettent
notamment de supposer la présence de cette couche colmatée. Il est toutefois difficile de
présumer a priori ou même de déterminer son épaisseur car elle est la conséquence du
fonctionnement de l’ouvrage. Elle a été certainement nulle en début d’utilisation et de quelques
dizaines de centimètres au bout de vingt à trente années de fonctionnement pour le bassin
d’infiltration du Charbonnier à Vénissieux [Gautier, 1998].
La présence éventuelle d’un géotextile à quelques dizaines de centimètres ne constitue pas à
proprement parler une couche de sol mais plutôt une nouvelle interface dont la position peut
varier selon les ouvrages. On a pu remarquer qu’elle servait parfois de barrière mécanique aux
particules et qu’elle était donc le lieu d’un colmatage important [Hogland et al., 1990],
[Gautier, 1998].
La couche sous-jacente au géotextile peut parfois présenter une contamination, et donc une
variation de certains paramètres (teneurs en argile, en matière organique, CEC) de faible
ampleur au vu de la rétention déjà effectuée dans les couches supérieures.
La dernière couche, au-delà d’un mètre ne subit pas dans le temps de fortes variations de ces
paramètres si ce n’est parfois de la température.
Au delà de cette couche, les paramètres du sol peuvent être considérés comme quasiment
invariants à l’échelle du vieillissement d’un ouvrage.
La localisation des phénomènes et des groupes de phénomènes selon la profondeur est
schématisée par les figures 5.4 et 5.5.
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
164
Couche1 : couche de surface
Couche 2 : couche colmatée
Couche 3 : couche non colmatée
Couche 4 : géotextile
Couche 5 : couche de sol
hydrolyseoxydoréduction
PercolationLixiviationLessivageDifusion
Filtrationmécanique
VolatilisationPhotolyse
biodégradationaérationbroyage
adsorptionprécipitation
Figure 5.4 : Représentation schématique des processus et de l’évolution de leur intensité
selon la profondeur
Les phénomènes de percolation, de lixiviation, de lessivage et de diffusion ont lieu sur toute la
profondeur. L’importance des phénomènes de transport de substances (lixiviation, lessivage et
diffusion) diminue avec la profondeur car la concentration en polluants diminue en raison de
leur rétention et de leur transformation préalable. L’hydrolyse et l’oxydoréduction sont aussi
présentes sur toute la hauteur du sol mais généralement d’une faible intensité. La filtration
mécanique a lieu principalement en surface et éventuellement au niveau du géotextile.
L’intensité des phénomènes d’adsorption décroît avec la profondeur, ils concernent
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
165
principalement la couche supérieure de sol. La biodégradation décroît de manière exponentielle
avec la profondeur, elle est donc la plus intense dans les premiers centimètres de sol.
Couche1 : couche de surface
Couche 2 : couche colmatée
Couche 3 : couche non colmatée
Couche 4 : géotextile
Couche 5 : couche de sol
Transfert Rétentionmécanique
Autre rétention
Transformation
Figure 5.5 : Représentation schématique de la répartition des groupes de processus (transfert,
rétention, transformation) selon la profondeur
Les transferts d’eau et de substances peuvent avoir lieu sur toute la hauteur de sol, tandis que la
filtration mécanique concerne surtout les interfaces, c’est à dire la surface du sol et le
géotextile. La rétention physico-chimique et biochimique a lieu principalement dans la couche
colmatée. La transformation des polluants quant à elle décroît avec la profondeur.
La localisation des phénomènes intervenant dans le transfert des polluants dans le sol et de leur
importance selon la profondeur permet de supposer les variations en profondeur et dans le
temps des paramètres prépondérants.
L’amplitude de ces variations s’atténue généralement avec la profondeur. Le tableau 5.1
récapitule les paramètres et les variations à prendre en compte en fonction de la couche de sol
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
166
et de l’échelle de temps considérée.
Echelle évenementielle
Echelle annuelle
Echelle du vieillissem
ent
Interface T Tcm Vévénement, T T, Eh, Ab, m.o. Vvieillis., granulométrie, porosité,
Eh, m.o., CEC, arg., Ab
dm Vévénement, T T, Eh, Ab, m.o. Vvieillis., granulométrie, porosité, Eh, m.o., CEC, arg., Ab
Géotextile granulométrie, porosité, arg.m Vévénement, h(θ), T
Vévénement : vitesse d’infiltration à l’échelle de l’événement Vvieillis. : courbe de répartition vélocimétrique de la vitesse d’infiltration Eh : potentiel redox m.o. : teneur en matière organique arg. : teneur en argile CEC : capacité d’échange de cations T : température Ab : activité biologique
Tableau 5.1 : Identification des échelles spatio-temporelles pour lesquelles
les variations des paramètres peuvent être perceptibles
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
167
5.4.4 : Confrontation du modèle à l’observation : suivi expérimental
La modélisation du fonctionnement du sol à l’échelle mégascopique et du vieillissement des
ouvrages que nous avons proposée, nécessite une validation par à un suivi expérimental in situ.
Celui-ci permettra de confirmer ou infirmer la prépondérance déjà établie de certains
paramètres.
Cela nécessite le prélèvement d’échantillons de sol. Ceux-ci doivent être suffisamment
nombreux pour permettre l’acquisition d’une quantité suffisante de données, sans pour autant
être trop fréquents afin de ne pas trop perturber le site.
Chacune des couches homogènes peut faire l’objet d’un suivi des masses de polluants piégés et
des paramètres mis en évidence. Quant à la répartition spatiale de ces prélèvements, ils doivent
être proches spatialement pour s’assurer d’un fonctionnement peu différent d’un carottage à
l’autre mais suffisamment éloignés pour qu’ils ne soient pas sous l’influence les uns des autres,
un mètre de distance entre chaque carottage nous parait convenable.
En effet, ces mesures sont généralement intrusives, c’est à dire qu’elles nécessitent un
échantillonnage du sol, ce qui perturbe et modifie à chaque prélèvement un peu plus le milieu
étudié.
Afin de pouvoir représenter l’évolution de chacune des couches, il parait nécessaire de les
scinder en fonction de la profondeur de manière à avoir plusieurs mailles par couches. Ces
mailles devront être d’autant plus fine que la couche de sol est active vis-à- vis de la rétention et
de la transformation des polluants dans le sol. L’épaisseur de ces couches dépendra bien sûr de
la granulométrie du sol. Nous proposons la discrétisation suivante :
- La couche colmatée : 6 mailles maximum
La couche colmatée, discrétisée en fonction de la granulométrie (tous les 5 centimètres au
minimum), permettrait de suivre l’évolution des masses de polluants et des paramètres
représentatifs du fonctionnement du sol. L’épaisseur de la couche colmatée excède rarement 20
à 30 cm, ce qui correspond à environ 6 mailles.
- La couche intermédiaire : 4 mailles
La couche intermédiaire ne devrait pas subir de très fortes variations de teneur en polluants ou
des paramètres qui la caractérisent. Il est proposé de la représenter par des mailles de 10 à 20
cm d’épaisseur jusqu’à l’éventuel géotextile. Si cette couche est trop importante, ou s’il n’y a
pas de géotextile, il sera possible de construire moins de mailles et de discrétiser le sol en
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
168
fonction de la granulométrie rencontrée, par exemple tous les 50 cm à partir de 50 cm ou d’un
mètre. Dans le cas d’un sol composé de gravier ou d’une granulométrie plus fine, 4 mailles,
d’environ 10 cm puis 2 mailles de 50 cm d’épaisseur ou bien, de manière plus générale, 2
mailles jusqu’au géotextile. Si le sol est composé de galets comme c’est le cas pour le bassin
d’infiltration du Charbonnier à Vénissieux, la granulométrie impose des mailles plus larges,
soit 2 mailles de 20 cm d’épaisseur puis deux autres jusqu’au géotextile ou de 50 cm
d’épaisseur selon la configuration de l’ouvrage. Ainsi, la couche intermédiaire sera représentée
par 4 mailles.
- Au niveau du géotextile : 1 maille
Il a souvent été constaté que la présence d’un géotextile favorisait la rétention des particules.
Ainsi, le géotextile joue le rôle d’un filtre mécanique. Une représentation des fines retenues à
cet endroit est donc nécessaire. La présence d’un forte concentration de polluants permettrait en
effet d’affirmer que la rétention de la pollution dans les couches supérieures n’est que partielle.
- Le sol sous-jacent : 2 mailles
Les faibles variations des paramètres et des teneurs en polluants du sol sous-jacent permettent
de ne construire qu’une ou deux mailles de 10 à 20 cm d’épaisseur sous l’ouvrage pour pouvoir
représenter une migration éventuelle à travers le géotextile.
En résumé, pour un bassin d’infiltration le nombre de mailles permettant de représenter le
fonctionnement du sol sous-jacent ne devrait pas excéder 13.
A l’échelle spatio-temporelle d’un ouvrage d’infiltration et de son vieillissement, le
fonctionnement du sol sous-jacent un bassin d’infiltration est supposé être caractérisé par les
mailles et les paramètres donnés par le tableau 5.2 :
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
169
Maillage des couches
Paramètres associés à chaque maille
Paramètres associés au sol dans sa globalité
discrétisation couche tous les 5 cm colmatée Courbe de répartition selon la granulométrique granulométrie Porosité, discrétisation pH, Courbe de répartition
vélocimétrique de tous les 20 cm couche Teneur en matière organique l’infiltration
selon la intermédiaire Teneur en argile
granulométrie Régime thermique
géotextile Capacité d’échange de cations
discrétisation
sol
Activité biologique
tous les 50 cm sous-jacent
Tableau 5.2 : Discrétisation selon la profondeur des couches de sol en mailles et paramètres
associés.
Quelques précautions :
Nous avons préconisé deux mesures par an, à six mois d’intervalle, mais le prélèvement de sol
peut être différé dans le temps de quelques jours, par exemple lorsque le sol est saturé en eau et
qu’il rend le carottage difficile. Il est alors plus judicieux d’attendre le retour à des conditions
où les prélèvements sont plus aisés.
Nous avons choisi d’effectuer un suivi des paramètres et des masses de polluants sur une
carotte de sol suffisamment petite (quelques centimètres carrés) afin de ne pas trop perturber le
fonctionnement de l’ouvrage. Dans le même but, il sera conseillé de remettre à la place du
carottage le même type de sol que celui qui aura été prélevé afin de réduire l’ampleur d’un
écoulement préférentiel..
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
170
Ce qui peut perturber la mesure
Tout suivi expérimental fait l’objet d’un certain nombre d’aléas qu’il n’est pas possible de lister
de manière exhaustive. Nous ne parlerons pas ici des problèmes liés à la métrologie et à
l’instrumentation qui font l’objet de plusieurs ouvrages [Ademe, 1997], [Bertrand-Krajewski et
al., 1999]. Par contre, certaines situations peuvent fournir des mesures a priori aberrantes dans
le sens où elles correspondent à des fonctionnements « exceptionnels » des bassins
d’infiltration. C’est le cas notamment des réponses à des sollicitations accidentelles.
Par exemple, un déversement accidentel de produits complexants pourrait effectivement
modifier ponctuellement le fonctionnement du sol. Un lessivage brutal et massif des masses de
polluants précédemment retenues pourrait alors avoir lieu. La prise en compte de ce type
d’aléas est difficile car toutes les situations « accidentelles » ne sont pas forcément identifiées,
et lorsqu’elles sont plus ou moins pressenties, il est rare que l’on en connaisse vraiment
l’impact. Ainsi, nous ne ferons pas ici la liste des possibles perturbations métrologiques, mais
nous tenons tout de même à signaler l’importance qu’elles peuvent avoir sur l’analyse des
mesures.
Il est tout de même important de signaler la difficulté que pose le suivi métrologique d’un
ouvrage dont le rôle premier n’est pas de fournir des données expérimentales. Ainsi, les
modifications apportées à l’ouvrage au cours de son fonctionnement doivent être prises en
compte (évolution de l’ouvrage qui peut modifier sont fonctionnement). De même, un suivi à
long terme pose le problème de la conservation des données et de la surveillance du site.
5.4.5 : Limites du modèle
Le fonctionnement du sol, à l’échelle de l’ouvrage et de son vieillissement est caractérisé par
un certain nombre de paramètres dont l’acquisition n’est bien souvent possible que
ponctuellement par un prélèvement. La question de la représentativité de la mesure ponctuelle
d’un paramètre, censé représenter le fonctionnement du sol à l’échelle d’un bassin d’infiltration
reste posée et nécessiterait une réflexion plus approfondie.
Remarquons aussi que la mesure d’un indicateur de l’activité biologique a été préconisée, mais
que celui-ci reste à définir.
De même, l’acquisition de la courbe de répartition vélocimétrique qui permettrait de représenter
un aspect de la dynamique d’infiltration à l’échelle de l’ouvrage est elle aussi à construire.
Ce type de modèle ne permet pas de rendre compte des migrations rapides de polluants,
notamment de ceux qui sont sous forme dissoutes tels que les nitrates ou certains sels.
Chapitre 5 : Approche de l’infiltration à l’échelle d’un ouvrage
171
De même , la représentation de la transformation des substances par un paramètre associé à une
vitesse de disparition ou un temps de demi vie n’a aucun caractère prédictif quant à l’apparition
de sous-produits de dégradation.
Références bibliographiques nombre : 252
172
5.5 Conclusion
Nous avons pu émettre un certain nombre d’hypothèses sur le fonctionnement global du sol grâce aux
connaissances acquises aux différentes échelles d’espace et de temps. Ces hypothèses nous ont permis
de construire une représentation du sol (par les paramètres prépondérants et par les masses retenues)
en différentes couches de comportement homogène.
Il s’avère que ces couches ont une épaisseur d’autant plus faible que l’on se rapproche de la surface, à
l’exception de la couche au dessus d’un éventuel géotextile car celui-ci joue très souvent un rôle de
filtre.
Ceci s’explique par le fait que la surface du sol est la zone la plus active en termes de rétention et de
transformation des polluants. Les couches de surface étant donc les plus efficaces, elles nécessitent
une discrétisation spatiale beaucoup plus fine.
Quant au pas de temps, il a été déterminé à six mois car cela correspond ainsi à deux périodes de
l’année où le sol peut avoir un comportement différent (du point de vue de l’activité biologique
notamment).
Références bibliographiques nombre : 252
173
Conclusion et perspectives
L’objectif de cette recherche est de fournir un cadre de représentation commun aux principales
disciplines concernées par l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial et les transferts de polluants
associés dans un sol urbain, soit : l’hydrologie, la chimie et la biologie.
Le sol urbain présente des spécificités de par sa structure et sa texture qui sont d’autant plus difficiles
à appréhender en milieu urbain, qu’il est le siège de remaniements et de remblaiements constants,
qu’il est le support des réseaux, des fondations des bâtiments et des ouvrages de génie civil. Cette
caractéristique lui confère une très forte hétérogénéité et un caractère complexe, qu’on a souvent du
mal à représenter et encore plus à prendre en compte. Cette hétérogénéité influence la quasi-totalité
des phénomènes élémentaires qui se déroulent dans le sol, notamment à travers la cinétique de
percolation qu’elle impose.
En milieu urbain, les ouvrages d’infiltration tels que les bassins reçoivent des débits et des volumes
importants chargés en une multitude de polluants à plus ou moins faibles concentrations.
Les champs scientifiques concernés par le transfert de polluants associés aux eaux de ruissellement
sont nombreux. Chacun d’entre eux possède ses propres approches et ses propres méthodologies, en
adéquation avec ses contraintes et ses objectifs. La pluridisciplinarité, bien qu’indispensable à l’étude
du sol, reste souvent peu pratiquée.
Pour progresser vers notre objectif, nous avons dressé un inventaire des polluants contenus dans les
eaux de ruissellement pluvial, de leur comportement et de leur impact. Nous avons aussi fait un bilan
des connaissances sur des phénomènes physiques, chimiques et biologiques, régissant leur transport,
leur rétention et leur transformation.
Les interactions entre les polluants et entre les processus sont si nombreuses qu’elles n’ont pas toutes
été mises en évidence ou fait l’objet de recherches si bien qu’actuellement la question de leur prise en
compte simultanée demeure partiellement sans réponse. Les connaissances et les représentations fines
du comportement du sol urbain ont pu être obtenues essentiellement grâce aux efforts fournis à
l’échelle de la colonne de laboratoire. Mais là aussi de nombreuses difficultés sont apparues.
La pertinence de l’échelle de la colonne de laboratoire n’est pas remise en cause puisque c’est grâce à
elle et à partir des expérimentations qui lui sont associées que nous avons extrait un certain nombre de
paramètres qui semblent jouer un rôle prépondérant dans le transfert des polluants dans le sol (pH,
CEC, Eh, teneurs en argile et en matière organique...).
Références bibliographiques nombre : 252
174
L’expérimentation à cette échelle demeure nécessaire à l’acquisition de nouvelles connaissances des
processus mis en jeu lors de l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial et à leur hiérarchisation.
L’étude des processus et des interactions est toujours indispensable.
La principale requête que nous formulerons ici est d’acquérir un indicateur pertinent et pragmatique
de la cinétique de percolation que l’on puisse corréler notamment à la cinétique des réactions
chimiques et biologiques. Jusqu’à présent, cette « vitesse de percolation » était représentée, en
général, par la conductivité hydraulique, mais celle-ci s’est avérée être peu adaptée à la prise en
compte des aspects qualitatifs du transfert d’eau dans le sol.
Cependant, la transposabilité à grande échelle des modèles cognitifs construits pour un volume
élémentaire demandent généralement d’une telle quantité de données pour représenter l’hétérogénéité
du sol, qu’il est très souvent impossible de les alimenter et donc de s’en servir.
De plus, l’expérimentation en laboratoire, utilisée pour le calage de certains paramètres, ne peut
retranscrire que partiellement les conditions « naturelles » de sollicitations du sol urbain (en fréquence
et en composition), ce qui constitue une autre entrave à l’extrapolation in situ de ces modèles.
Il nous est alors apparu nécessaire d’avoir une approche intégrée à l’échelle d’un ouvrage
d’infiltration. Cette approche s’entend dans le sens où elle propose de considérer le comportement du
sol comme un processus global et non plus seulement comme la juxtaposition de phénomènes
élémentaires même lorsqu’ils prennent en compte certaines interactions.
Nous avons construit un modèle du comportement d’un sol soumis à l’infiltration des eaux de
ruissellement. Le sol est représenté par plusieurs couches de comportement homogène, chacune étant
associée aux paramètres prépondérants et contrôlent les masses de polluants retenus. La validation de
ce modèle passera par un suivi expérimental de ces masses et de ces paramètres. Ce suivi permettra
d’infirmer ou de confirmer la réelle prépondérance de ces paramètres à l’échelle mégascopique. Il
devra être affiné, afin d’être mis en place dans plusieurs sites et permettre une comparaison ultérieure
et un traitement des données recueillies.
L’approche pluridisciplinaire, intégrée et à grande échelle peut aussi permettre l’émergence de
nouveaux paramètres globaux qui peuvent s’avérer être plus accessibles à la mesure.
Les lacunes mises en évidence lors de notre synthèse sont d’ordre méthodologique (difficultés de la
pluridisciplinarité) mais aussi fondamental. De nombreux phénomènes étant encore mal connus, leur
prise en compte dans les cycles de l’eau et des éléments qu’elle contient en est alors rendu plus
difficile.
Références bibliographiques nombre : 252
175
La prise en compte de l’hétérogénéité et de la complexité du sol demeure difficile et demande encore
un effort de recherche importante. Elle pourrait être intégrée à la construction d’un paramètre
représentatif de la vitesse d’infiltration à l’échelle d’un ouvrage.
L’effort doit aussi être soutenu en biologie, car on a mis en évidence son importance dans les
processus de dégradation et de transport des polluants. Il devient indispensable de construire des
indicateurs de la « biologie » des sols urbains qui soient facilement accessibles à la mesure et au suivi
expérimental et qui soient capables de nous informer du rôle qu’elle joue dans les transferts et les
transformations des polluants. Ces indicateurs devront pouvoir être pris en compte simultanément
avec les aspects hydrologiques et chimiques de l’infiltration des eaux de ruissellement pluvial.
Le transfert des connaissances et des représentations d’une échelle à une autre est une préoccupation
commune à l’ensemble des disciplines scientifiques.
Il apparaît alors nécessaire de continuer la recherche aux échelles macroscopique et mégascopique
simultanément sans omettre de les confronter.
De même, il nous paraît indispensable de poursuivre une approche pluridisciplinaire malgré les
difficultés que cela représente, afin d’éviter ou de limiter une scission entre les différents champs
scientifiques mobilisés sur une même problématique. Pour y parvenir, il est nécessaire que chaque
discipline soit consciente de l’apport que constitue la mise en commun des connaissances, et que
chacune puisse en tirer un bénéfice à plus ou moins long terme. La fédération des différentes
disciplines peut être obtenues par la mise en place d’un groupe de travail ayant un projet commun.
Références bibliographiques nombre : 252
176
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Références bibliographiques nombre : 252
191
Annexes
192
Annexes
Annexe 1 : Concentrations en divers polluants selon leur origine
Annexe 2 : Evolution de quelques propriétés physiques de l'eau en fonction de la température
Annexe 3 : Quelques caractèristiques de divers hydrocarbures
Annexe 4 : Evolution de la température du sol au cours d'une année