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Guide méthodologique « Pilote » 1

Guide méthodologique

Installation d’un pilote de test de méthode traitement in situ

Guide méthodologique – septembre 2011

Barnier C., Atteia O., Palmier C.

COORDINATION TECHNIQUE : Roland Marion Service Friches Urbaines et Sites Pollués - Direction Ville et Territoires Durables - ADEME (Angers)


L'ADEME en bref L'Agence de l'Environnement et de la Maîtrise de l'Energie (ADEME) est un établissement public sous la tutelle conjointe du ministère de l'Ecologie, de l’Energie, du Développement durable et de la Mer, et du ministère de l’Enseignement Supérieur et de la Recherche. Elle participe à la mise en oeuvre des politiques publiques dans les domaines de l'environnement, de l'énergie et du développement durable. L'agence met ses capacités d'expertise et de conseil à disposition des entreprises, des collectivités locales, des pouvoirs publics et du grand public et les aide à financer des projets dans cinq domaines (la gestion des déchets, la préservation des sols, l'efficacité énergétique et les énergies renouvelables, la qualité de l'air et la lutte contre le bruit) et à progresser dans leurs démarches de développement durable. www.ademe.fr

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1. Objectif

Ce guide méthodologique succinct a pour vocation d’aider à installer un ou des pilotes d’étude du traitement in situ de pollutions présentes en zone saturée. Il concerne les méthodes qui impliquent l’injection d’un produit dans l’aquifère. Ces méthodes ont été testées sur des solvants chlorés.

Le pilote a deux objectifs majeurs :

- Quantifier et l’efficacité d’une méthode donnée, et comparer les méthodes entre elles

- fournir les données nécessaires au dimensionnement du traitement en vraie grandeur.

En effet, il apparaît que sur de nombreux sites les méthodes de dépollution n’atteignent pas leurs objectifs alors que les investissements sont souvent très lourds. La réalisation de pilotes semble donc nécessaire. Par ailleurs, à l’échelle pilote il est possible de comparer plusieurs techniques alors que ceci n’est pas possible en vraie grandeur.

Dans un pilote on réalisera en général une injection ponctuelle, l’objectif étant de mesurer l’effet de celle-ci sur les concentrations en polluants mesurées à l’aval. La quantification des effets requiert un certain nombre de précautions que nous pouvons énumérer comme suit :

- le puits d’injection doit se situer dans une zone contaminée,

- les puits de suivi doivent être situés à l’aval direct du puits d’injection,

- la distance entre injection et suivi doit être assez importante pour que l’on puisse mesurer un effet de traitement et non un simple effet de dilution lié à l’injection du produit, mais elle doit aussi être assez courte pour ne pas entraîner un temps de suivi trop long,

- le prélèvement des eaux et la mesure des concentrations doivent être totalement reproductibles pour pouvoir réellement quantifier un effet,

- la méthode proposée doit comporter des étapes de validation intermédiaires afin de ne pas investir trop de temps si celle-ci n’est pas adaptée.

Domaine d’applicabilité

La méthode proposée est applicable aux eaux souterraines pour des traitements impliquant un déplacement horizontal du produit injecté (ISCO, ENA, barrière réactive p.ex.). Cette méthode n’est donc pas applicable à des procédés tels que le sparging qui implique un mouvement vertical du gaz et du polluant. Les polluants concernés sont ceux qui présentent un certaine solubilité, même faible.

2. Démarche

La difficulté majeure de l’approche est principalement liée à l’hétérogénéité à la fois hydrodynamique et chimique sur des sites où le bâti a pu modifier les propriétés du milieu. Toutes les mesures détaillées effectuées sur site montrent à la fois une hétérogénéité des concentrations à l’échelle souvent décimétrique et une variation temporelle de ces concentrations.

La démarche globale est présentée en figure 1.


Figure 1 : démarche générale du guide comprenant les durées estimées, les étapes majeures (y.c. la

localisation des puits forés) et les fiches correspondantes.

2.1. Localisation de la pollution

Avant toute autre approche une connaissance minimale du positionnement de la contamination est nécessaire. Celle-ci sera effectuée en plusieurs étapes :

Dans un premier temps les données du site seront interprétées afin d’essayer de localiser au mieux la zone source. Ceci sera effectué à partir des données de forage existantes en utilisant des solutions analytiques sur tableur (Bioscreen sans dégradation ou programme fourni panache 2D). Cette étape est décrite en détail dans la fiche « 1. Estimation de la position de la source ». Ceci permet de restreindre la localisation de la zone source mais il reste en général une erreur importante sur la localisation de celle-ci.

Lorsque la position potentielle de la zone source est identifiée, un forage carotté sera effectué dans cette zone en tenant compte des contraintes liées au travail sur site industriel. Cependant il est souvent plus rentable à long terme de réaliser un forage à travers une dalle béton ou dans un bâtiment que de le faire à coté de la zone source. Les précautions pour la réalisation d’un forage carotté ainsi que le mode de prélèvement et d’analyse des sols sont détaillés dans la fiche « 2. forage carotté : réalisation et prise d’échantillons ». Si le forage ne donne aucun résultat, il peut être utile d’en réaliser un autre selon les moyens du programme.

Le forage carotté sera ensuite équipé comme piézomètre pour servir de puits de suivi ou d’injection.


A ce stade il peut y avoir un point d’arrêt. Si le forage carotté indique une profondeur trop importante de la pollution (> 50 m par exemple) il peut être nécessaire de réévaluer les techniques de traitement possibles à mettre en place.

2.2. Approche hydrodynamique

Pour que les données soient interprétables, il est nécessaire de bien caractériser les écoulements sur le lieu du pilote. La première étape est la réalisation d’un test de pompage sur le forage carotté afin d’avoir une valeur de perméabilité qui servira tout au long du test (voir fiche « 3. réalisation d’un test de pompage »)

Pour cela on utilisera un dispositif de trois forages situés à environ 5 m l’un de l’autre, avec deux forages amont et un forage aval. La profondeur de ces forages sera déterminée en fonction des données du forage carotté.

Dans les forages amont on injectera deux traceurs différents au même moment. Les concentrations des traceurs seront suivies dans le forage aval, selon la fiche « 4. Réalisation d’un essai de traçage double »

Le suivi des deux traceurs doit donner une estimation de la direction et de la valeur de la vitesse de pore dans l’aquifère. Ces données permettent de positionner les forages de suivi à l’aval du groupe de trois forages précédents.

En présence d’un aquifère assez hétérogène verticalement, il est possible de compléter ces approches par une estimation de la variabilité verticale des vitesses de l’eau par un suivi du lessivage de sel dans un forage selon la fiche « 5. Profil vertical de vitesses de pores »

A ce stade, si les résultats de traçage ne donnent aucun résultats, il convient de remettre en cause les écoulements supposés. Si des forages sont disponibles autour de la zone, refaire un nivellement des forages et une campagne de mesure de piézométrie très précise. Si celle-ci ne donne pas d’indication assez précise, il est nécessaire de faire de nouveaux piézomètre pour définir les écoulements locaux. Selon la direction de ceux-ci il doit être possible de réutiliser au moins deux forages du triplet pour n’en réaliser qu’un de plus.

2.3. Forages de suivi

Les forages de suivi doivent être utilisés pour obtenir une valeur précise des concentrations en sortie de zone de traitement, ils doivent aussi englober l’ensemble des effets visibles de ce traitement et donc être à une distance raisonnable les uns des autres.

En première approximation, les forages de suivi seront situés à une distance de 10 à 20 m des points d’injection sur une ligne perpendiculaire à l’écoulement, la longueur de cette ligne devant être trois à quatre fois celle de la distance entre les puits d’injection.

Si l’on est en présence d’une pollution - identifiée par les carottes – distribuée de façon homogène sur toute la hauteur de l’aquifère, il est possible de mettre en place des forages crépinés sur toute la hauteur. Dans la plupart des cas la pollution est distribuée de façon hétérogène et il faut donc mettre en place des forages multi-niveaux (voir fiche 6. Forage multi-niveaux »).

Les forages multi-niveaux sont peu répandus en France mais sont très communs dans les autres pays, de plus il existe des techniques de mise en place qui impliquent des coûts peu différents de forages classiques. Leur utilisation est nécessaire en présence de distribution verticale hétérogène car si la position précise de la pollution et l’effet détaillé du traitement n’est pas visible sur le pilote, le traitement de la pollution sera effectué sur l’ensemble de la hauteur de l’aquifère conduisant à une perte significative d’argent par rapport à un traitement sur une hauteur bien identifiée.


Suite à leur installation les forages de monitoring doivent être suivis pendant quelques mois afin d’observer une stabilisation avant de réaliser l’injection. Voir la fiche « 7. installation et stabilisation des forages de suivi »

2.4. Mise en place et suivi du traitement

Afin de pouvoir faire une interprétation quantitative des résultats, il est nécessaire de contrôler de façon précise l’injection du produit de traitement.

Les quantités de produits à injecter seront calculées en fonction des résultats des essais de traçage et du type de pollution. Pour l’injection on tiendra compte de la densité du produit pour que celui-ci atteigne la zone à traiter. Lors de la première injection un traceur sera additionné au produit de traitement afin de pouvoir suivre les écoulements précis entre les points d’injection et de suivi (le premier traçage ayant été effectué avant les forages de suivi)

Un suivi sera réalisé au sein des forages d’injection pour analyser la disparition des substances.

L’ensemble de ces aspects est détaillé dans la fiche « 8. maîtriser le traitement »

Le suivi du traitement sera effectué sur l’ensemble des forages de suivi afin de pouvoir analyser précisément les résultats. Ce suivi doit être effectué au moins pendant la durée où le traceur est identifié à un des points de suivi.

L’expérience montre que le traceur et donc l’effet du traitement sera visible sur uniquement quelques points, il est donc indispensable de suivre l’ensemble des points de prélèvements multi-niveaux. Il est cependant possible d’adapter la fréquence d’analyse en fonction de la présence (ou proximité) du traceur. Dans la mesure du possible il conviendra aussi d’analyser dans les forages de suivi d’éventuels résidus du produit de traitement pour faire un bilan d’utilisation de celui-ci. Des stratégies sont proposées dans la fiche « 9. suivi de l’effet du traitement ».

La quantification de l’effet du traitement nécessite au moins une vingtaine d’échantillons au point où le traceur est visible et autour de celui-ci. Afin d’obtenir des résultats de qualité il conviendra de respecter la procédure décrite dans le fiche « 10. Echantillonnage et analyse »

2.5. Interprétation des résultats

Le suivi détaillé des forages aval donne des résultats qui montrent souvent des variations importantes même en prenant un maximum de précautions. L’analyse des résultats devra donc être effectuée à l’aide de méthodes statistiques. La méthode la plus simple consiste à distinguer la période avant l’arrivée du traceur et la période en présence de celui-ci . A l’aide d’un test statistique il s’agira de déterminer s’il y a une différence entre ces deux périodes.

En présence de substances dont les intermédiaires de dégradation sont connus (solvants chlorés par exemple) il conviendra d’analyser ceux-ci pour déterminer l’effet du traitement. Si les données de perméabilité sont assez fiables, il est possible de calculer des variations de flux.

Le traitement à l’échelle d’un pilote est souvent d’une efficacité moindre comparé au traitement à grande échelle en raison d’une dispersion importante lors d’injection depuis un seul point. Le passage à l’échelle du site pourra donc être dimensionné à l’aide d’un modèle numérique. Il n’est pas nécessaire de réaliser un modèle complexe, en général une solution analytique suffit à calculer la quantité de traceur arrivant en un point. A partir des ratios de réaction mesurés sur site, il est possible d’en déduire une concentration potentielle lors d’une injection sur une plus grande surface.


3. Fiches descriptives

3.1. Estimation de la position de la source

Le positionnement d’une zone source est primordial pour tout travail de dépollution d’un site. Avant de mettre en place un pilote de dépollution il est utile de pouvoir se situer par rapport à une zone source existante. En effet selon le mode de réhabilitation choisi il peut être important de savoir si le pilote est dans une zone source ou à l’aval de celle-ci.

Cependant ce positionnement est très difficile en raison de l’hétérogénéité de la zone source elle-même et des écoulements à l’aval de celle-ci. Il existe de nombreuses techniques de caractérisation détaillées de la zone source (suivi de gaz du sol, essai de traçage spécifiques, géophysique!). Pour cette fiche nous ne décrirons qu’une approche simple, basée sur deux transects de trois forages interceptant le panache. Le panache doit avoir plusieurs années afin de ne pas être en phase d’expansion rapide.

Les données de concentration mesurées aux forages étant variables, il peut être utile de réaliser des moyennes de plusieurs campagnes sur chaque forage.

Lorsque les polluants étudiés sont soumis à une dégradation (p.ex. les solvants chlorés) les calculs seront effectués sur la somme molaire des produits parents et des produits de dégradation, afin de ne pas être influencé par le phénomène de dégradation.

Avant de commencer l’ajustement, il convient d’essayer d’esquisser des contours de concentration à partir des données de forage, ceux-ci permettront de faire une première estimation de la direction des écoulements.

Ajustement de la dispersivité et de la largeur de la source

La dispersion d’un panache de traceur dans un aquifère peut être approximée par la solution analytique de Domenico :

!!

"

#

$$

%

&

''

(

)

**

+

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(

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**

+

, +

''

(

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**

+

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S

y

S

x x

Yyerf

x

Yyerf

vt

vtxerfc

C

C

/// 22.42

1

0

(1)

qui pour un temps long et y=0 (dans l’axe du panache) se simplifie en :

)(20

aerfx

Yerf

C

C

y

S =!!

"

#

$$

%

&'

( (2)

et pour un temps long, sur les cotés du panache et à une distance x > 5 Ys est proche de

!!

"

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!!

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#

$$

%

&'(

y

S

y x

Y

x

y

C

C

))* 24exp

22

0

(3)

Ainsi à partir de la concentration en un point situé sur l’axe du panache il est possible de trouver à l’aide de l’eq.2, a que l’on reporte dans l’eq. 3. La distance à l’axe y étant estimée, il est possible de déterminer "y à partir de la concentration en ce point. Si y et "y sont connus, on retrouve Ys

x

y


Ajustement de la position de la source

La position de la source peut ensuite être précisée en utilisant la solution de Domenico sur un tableur (p.ex. programme Panache2D.xls fourni). Pour cela les valeurs de concentrations mesurées sont repérées par rapport à leur position longitudinale (x) et latérale (y) par rapport à l’axe supposé du panache. On fait ensuite varier légèrement la position de l’axe du panache et la concentration de la zone source jusqu’à obtenir le meilleur ajustement de l’ensemble des points mesurés.

3.2. forage carotté : réalisation et prise d’échantillons

Le carottage consiste en la remontée des matériaux traversés. Cette technique est très utile pour la réalisation précise de coupes lithologiques. Elle permet également la récupération des matériaux, ce qui permet d’effectuer des analyses sur la matrice solide des aquifères. En fonction des terrains, il convient de travailler avec des entreprises spécialisées en carottage et d’étudier avec le foreur la meilleure technique pour le terrain concerné.

La réussite d’un carottage dépend de la nature des matériaux de l’aquifère. En effet, les substrats très graveleux ou sableux sont plus difficiles à obtenir.

Les carottes sont la plupart du temps obtenues sous des gaines plastiques. La première étape permettant une évaluation grossière de la localisation de la contamination.

Pour cela, la quantité de composés organiques volatils est estimée à intervalles réguliers (environ tous les 25 cm), avec le protocole suivant :

- Perçage de la gaine plastique,

- Récupération d’environ 10 g de sol avec un emporte pièce, cela peut être une seringue découpée,

- Transfert du sol dans un flacon plastique muni d’un bouchon percé d’un trou de faible diamètre,

- Mesure au PID des COV présents dans le flacon par le trou du bouchon.

Dans les zones répondant au PID, du substrat est récupéré afin d’effectuer une extraction et une analyse plus précise de la teneur en contaminants. Pour cela, le protocole est le suivant (protocole développé dans le programme MACAOH) :

- Perçage d’un nouveau trou dans la gaine plastique à la profondeur correspondante,

- Récupération d’environ 10 g de sol,

- Transfert immédiat du sol dans un flacon en verre brun contenant 20 mL de méthanol et un Standard Interne d’Analyse.

- Stockage des flacons à 4 °C à l’abri de la lumière,

- Avant analyse, agitation des flacons pendant 3 heures,

- Analyse des solvants chlorés par injection liquide du méthanol en chromatographie gazeuse.

Le profil vertical de la contamination de la matrice solide permet de localiser l’horizon dans lequel se trouve la source.


3.3. Réalisation d’un essai de pompage

Il existe de nombreuses possibilités d’essais qui vont amener à des techniques d’interprétation différentes. Comme ce guide est consacré à un domaine différent, nous ne présentons ci-dessous que quelques principes et non les modes de calcul qui peuvent être trouvés dans un grand nombre d’ouvrages.

Tests de perméabilité

Ces méthodes (type Lefranc, Porchet,...) consistent à évaluer la perméabilité d'un terrain en suivant l'infiltration d'un fluide dans un piézomètre ou un trou réalisé pour l'occasion. Très utilisées en géotechnique pour caractériser les terrains de surface, elles sont souvent peu adaptées pour les terrains plus profonds

Slug test

Le slug test consiste à créer un phénomène de surpression quasi-instantané en injectant un volume solide ou une quantité d’eau dans un forage crépiné. Il convient d’injecter le volume le plus rapidement possible et de contrôler l'évolution de la pression hydrostatique dans le forage.

Plusieurs méthodes d’interprétation existent. Les plus utilisées sont les méthodes Bower et Rice et de Cooper. Il est conseillé de comparer les deux.

Essais de nappe

Le principe de l’essai de nappe consiste à évaluer la réaction de l'aquifère à partir d'un stimulus de pompage et d'en déduire ses paramètres hydrodynamiques principaux (transmissivité, coefficient d'emmagasinement). La réaction de l'aquifère est évaluée en enregistrant l'évolution du niveau piézomètrique dans un piézomètre de contrôle situé à proximité du puits utilisé pour le pompage.

La réalisation correcte d'un essai de nappe nécessite le suivi simultané du niveau d'eau dans le puits, un piézomètre (minimum) situé dans la proche périphérie du puits et du débit de production de l'ouvrage durant un période suffisamment longue pour intégrer l'ensemble de réponse de l'aquifère et son comportement vis à vis de limites éventuelles. Un nivellement des ouvrage est également nécessaire.

L'interprétation des essais de pompage par des méthodes analytiques s'appuie sur les hypothèses simplificatrices suivantes, communes à la plupart des solutions:

- l’aquifère est considéré comme homogène et isotrope;

- la nappe est considérée au repos avant le début du test et le gradient hydraulique considéré comme nul;

- le puits est considéré comme parfait, c’est à dire pompant sur l’ensemble de l’aquifère et d’un diamètre nul

- la nappe est considérée captive.

Certaines solutions analytiques peuvent également être appliquées aux nappes libres sous conditions d'approximations supplémentaires. La condition principale consiste à considérer que le rabattement généré par le pompage reste négligeable (de l'ordre de 5 à 10%) par rapport à l'épaisseur saturée initiale.

Méthodes d’interprétation

La méthode la plus commune est la méthode de Theis qui s'appuie sur un ajustement manuel entre une solution analytique approchée et les données expérimentales de rabattement enregistrées au piézomètre de contrôle. Cette solution peut être implémentée dans un tableur (type EXCEL) et figure dans la plupart des logiciels d'interprétation d'essais de pompage. La méthode peut également être appliquée aux données de rabattement résiduel (remontée du niveau d'eau dans le piézomètre) enregistrées après l'arrêt du pompage dans le puits.


La solution de Cooper-Jacob basée sur une approximation de la solution précédente est plus aisée de manipulation mais reste assujettie à des conditions d'application qu'il est nécessaire de valider.

D'autres solutions existent pour des typologies d'aquifère plus complexes. Basées sur la même méthodologie d'interprétation (ajustement manuel ou automatique d'une solution analytique avec les points expérimentaux), elles nécessitent la connaissance ou l'estimation de paramètres intermédiaires. Citons parmi les plus connues:

- aquifère libre: solution de Boulton, solution de Neuman,...

- Aquifère avec phénomène de drainance: solution de Hantush

- puits de gros diamètre: solution de Papadopoulos

Les solutions analytiques basées sur le régime permanent (condition d'équilibre de l'aquifère ne faisant pas intervenir le temps) font appel à des conditions d'application trop restrictives et restent peu adaptées à l'interprétation des essais de pompage et à la détermination des paramètres hydrodynamiques.

Précautions

L'utilisation de solutions analytiques déduites de cas théoriques induit nécessairement des incertitudes sur les valeurs des paramètres hydrodynamiques. Le respect des conditions d'application est un préalable nécessaire mais reste souvent conditionné à la réalité du terrain (aquifère non homogène, diamètre du puits non négligeable, puits ou piézomètre non parfait,...). Il est nécessaire de disposer d'un protocole de mesure le plus précis possible (débitmètre automatique, sondes de pression calibrées, pas d'acquisition optimal, durée de test sufisante, suivi de la remontée de niveau après le test). La multiplication des essais sur plusieurs forages et l'utilisation de plusieurs tests d'interprétations permet de contraindre les résultats et de diminuer l'incertitude sur les paramètres calculés.

Références :

Guide des essais de pompage et leur interpretation. R.P. Chapuis . Gouvernement du québec, 1999 http://www.mddep.gouv.qc.ca/eau/souterraines/guide_pompage/

Kruesman and De Ridder 1991analysis and evaluation of pumping test data. International Institute for Land Reclamation and Improvement, Wageningen, Pub. 47


3.4. Réalisation d’un essai de traçage double

Un essai de traçage double permet de déterminer la direction et l’intensité de la vitesse de pore au sein de la nappe étudiée. Ces paramètres sont très important pour le bon dimensionnement des zones pilotes. La direction et la vitesse effective de l’eau souterraine permettent en effet le bon positionnement des puits de monitoring. Le sens d’écoulement permet de placer les puits de monitoring en exact aval hydraulique des puits d’injection.

La direction d‘eau peut être déterminée par des cartes piézométriques mais celles-ci ne sont précises que si le nombre de puits dans la zone étudiée est élevé. De plus, la présence de LNAPL sur une nappe rend très difficile la détermination précise du sens d’écoulement par la réalisation de carte piézométrique.

La vitesse de l’eau ( ou vitesse de pore) peut être déduite d’un essai de pompage. Cependant, un essai de pompage prend en compte l’intégralité de l’aquifère et il est très difficile de séparer les différentes couches de celui-ci dans le cas d’un milieu stratifié et hétérogène. La vitesse de l’eau permet de prévoir le temps de transfert précis entre les puits de monitoring et les puits d’injection. Cette estimation a plusieurs intérêts :

- Dimensionnement de la zone pilote. Le temps de transfert entre les puits est très important dans le cas de processus mettant en jeu des cinétiques de dégradation,

- Intensification des mesures à l’arrivée présumée des réactifs dans les puits de monitoring,

- Evaluation du facteur de retard du réactif par rapport à l’eau souterraine.

L’injection de traceur est effectuée dans deux puits amonts différents et à la profondeur à laquelle sera effectuée l’injection de réactif (profondeur déterminée comme la plus contaminée). Les traceurs doivent remplir plusieurs conditions :

- Non toxiques,

- Non dégradables,

- Peu onéreux,

- Facilement détectables par des techniques analytiques simples.

Le sel et la fluorescéine sont deux traceurs qui remplissent parfaitement ces conditions. Il est intéressant de regrouper toutes les données disponibles sur les caractéristiques hydrodynamiques de l’aquifère afin de faire une estimation, même grossière de la quantité de traceur à injecter et de la durée de transfert entre l’injection et le suivi. Il faut noter qu’en cas de présence de couches peu perméables, le temps d’écoulement peut être beaucoup plus lent que celui déduit des essais de pompage. Il est toujours préférable de surestimer la quantité de traceur injectée.

Le suivi des traceurs est effectué dans le troisième puits, localisé à l’aval des deux premiers. La fluorescéine est détectée à l’aide d’un fluorimètre alors que le sel se mesure par l’intermédiaire d’un conductivimètre. Le suivi peut être réalisé par une campagne régulière (hebdomadaire par exemple) lors de laquelle est effectué un échantillonnage après purge du puits. L’échantillonnage est préférentiellement fait à différentes profondeurs afin de vérifier les horizons dans lesquels circulent les traceurs. Le suivi peut également être effectué par un préleveur automatique mis en place dans le puits. Les prélèvements automatiques permettent de multiplier le nombre points, pour un investissement de temps moindre. Cependant. l’échantillonnage par un préleveur automatique ne permet pas d’effectuer une purge


pré-échantillonnage. De plus, dans certaines conditions chimiques, les préleveurs automatiques et les dispositifs de mesures in-situ sont rapidement colmatés par la précipitation de fer par exemple.

Le suivi des traceurs permet d’obtenir des courbes de percée (concentrations en traceurs en fonction du temps de transfert) et ce pour chacun des deux traceurs.

La dernière étape permettant l’interprétation des essais de traçage est la modélisation de la zone sur un modèle 2D de transport (MT3D, RFlow!). Après une entrée des paramètres hydrodynamiques (perméabilité, coefficient de diffusivité!), une carte piézométrique fictive est soumise. L’injection des traceurs est modélisée. La carte piézométrique est modifiée jusqu’à obtenir une similarité entre les courbes de percées obtenues sur le terrain et les courbes de percées modélisées. Après ajustement, on obtient la direction des écoulements.

Le sens d’écoulement et la vitesse effective de l’eau issus de ce modèle permettent de déterminer l’emplacement final des puits de monitoring ayant pour rôle le suivi de l’effet des différentes injections.

3.5. Profil vertical de vitesses de pores

L’objectif de cette étape est de déterminer si le milieu est fortement hétérogène verticalement ou non. Cette hétérogénéité, comparée aux données des forages carottés permettra de définir le nombre et la position futurs piézomètres multi-niveaux (quel que soit leur mode de construction).

La méthode consiste en une injection de traceur dans un forage de façon la plus homogène possible, accompagnée d’un suivi régulier de la distribution verticale des concentrations sur le même forage.

L’injection est réalisée avec de l’eau chargée en sel. On calculera la quantité de sel injectée pour obtenir dans le forage une augmentation de concentration d’environ 1 g/L, afin d’avoir des variations de concentrations mesurables avec un conductimètre, mais de ne pas avoir des densités trop élevées pour éviter une descente du traceur dans l’aquifère. Ceci implique que la méthode peut être difficile à utiliser sur des aquifères contenant déjà des concentrations importantes en chlorures. La méthode peut-être appliquée avec d’autres traceurs, mais il faut pouvoir réaliser un profil vertical de concentrations et donc disposer d’une sonde permettant de mesurer ce traceur.

L’injection est faite avec une pompe de petit débit au fond du forage qui permet de faire recirculer l’eau pour mélanger le sel de façon homogène. Lors de cette recirculation on suivra la conductivité pour estimer l’état du mélange.

A la fin du mélange un profil vertical des concentrations sera établi. Par la suite, des profils seront de nouveau effectués, au début 2 fois par semaine, et ensuite avec un rythme adapté selon l’évolution de ces profils.

Afin de ne pas perturber les profils à mesurer, il est possible d’insérer au sein du forage un mini-piézomètre permettant de faire circuler verticalement la sonde de conductivité sans modifier le profil de teneur en sel dans le forage lui-même.

Dans certains textes, des auteurs utilisent directement le temps de départ du traceur pour calculer la perméabilité du milieu. Il y a cependant une difficulté dans ce calcul qui provient du fait que les écoulements ne sont pas parallèles aux alentours du forage. Il est donc plus prudent d’utiliser ces résultats pour établir une variation verticale des perméabilités.


3.6. Forage multi-niveaux

Une évaluation précise de l’efficacité d’une méthode de traitement nécessite un monitoring du flux de polluant à différentes profondeurs de l’aquifère. En effet, les aquifères sont souvent hétérogènes et stratifiés. La contamination peut être très localisée et les flux d’eau peuvent varier de façon importante en fonction des horizons considérés.

Un prélèvement multi-niveau peut être réalisé de très nombreuses manières. Une étude détaillée nous a montré qu’un pompage actif, après purge du volume de puits et avec une séparation des différents horizons de l’aquifère était le protocole le plus adapté à cette problématique.

Les multipuits sont la solution la plus adaptée pour réaliser un prélèvement d’eau à une profondeur donnée. Les multipuits consistent en une série de puits forés à proximité les uns des autres et donc chacun est foré et crépiné à une profondeur donnée. La mise en place de tels puits présente l’inconvénient majeur d’être très onéreux. Ce prix empêche la réalisation de nombreux ouvrages. De plus, les sites contaminés présentent souvent des puits déjà forés avant la phase d’essais pilotes. L’utilisation de ces puits et donc le prélèvement multiniveau dans des puits crépinés sur toute la hauteur de l’aquifère est une option économiquement très avantageuse.

Il existe plusieurs dispositifs de prélèvements multiniveaux répondant aux critères de débit de pompage. Ces dispositifs sont équipés de séparateurs (ou packers) permettant d’isoler différentes parties du puits pour un pompage dans des couches voulues de l’aquifère.

Les systèmes Waterloo et Westbay system contiennent différentes cellules séparés par des packers. L’eau est remontée par des pompes immergées ou des pompes de surface. Le CMT (ou continuous multichanel Tubing) est un tube avec une partition interne. La séparation des couches peut se faire avec des packers gonflables ou des joints ou bentonite. Ces trois systèmes permettent d’obtenir des échantillons représentatifs d’une profondeur donnée. Même s’’ils sont moins onéreux que le forage d’un multipuits, ils représentent tout de même un investissement important.

t0 t1 t2

K faible

K moyen

K élevé

C


Un préleveur multiniveaux beaucoup moins onéreux dont voici le schéma permet également un échantillonnage de l’eau souterraine à différentes profondeurs. Ce type d’installation sera effectuée préférentiellement dans des forages n’ayant pas de massif filtrant afin de limiter l’effet potentiel de ce massif sur les échanges verticaux de fluides.

3.7. Installation et stabilisation des forages de suivi

Les essais de traçage réalisés dans chacune des zones pilotes permettent de déterminer la localisation la plus appropriée pour les puits de monitoring. Ils doivent tout d’abord être en aval hydraulique direct du ou des puits d’injection. Plus l’incertitude sur la direction des écoulements est forte et plus les puits de monitoring seront écartés afin d’être sûr de capter l’effet de l’injection dans au moins un des puits. Cependant, cet éloignement des puits diminue la précision de la mesure de flux de contaminants. La distance entre le puits d’injection et les puits de monitoring dépend de la cinétique de réaction du processus de dégradation testé.

En règle générale, les méthodes de traitement mettant en œuvre des processus chimiques de dégradation nécessitent une faible distance entre l’injection et le monitoring du fait des rapides cinétiques de dégradation chimiques. Pour des traitements biologiques, une distance entre l’injection et le monitoring plus élevée est préconisée. Les conditions de terrain conduisent en général à des distances de l’ordre d’une dizaine de mètre entre le puits d’injection et ceux de suivi et d’une longueur d’environ une vingtaine de mètres pour la ligne de forages de suivi.

Les puits de monitoring doivent absolument être développés correctement afin d’obtenir des concentrations stables le plus rapidement possibles. Le développement a pour but d’éliminer les fines se trouvant autour du puits mais également les différents polluants susceptibles d’être adsorbés sur la paroi du piézomètre si celui-ci est en PVC. Un développement entre packers à chacune des futures profondeurs de prélèvement est la meilleure garantie pour éviter les trop grandes variations de concentrations lors des premières campagnes de mesures.

Les premières campagnes de mesures permettent donc de vérifier que le système a atteint un équilibre et que les concentrations en contaminants sont relativement stables. Suite à cette stabilisation des données, qui peut durer un mois, les prochaines campagnes de mesure servent à définir l’état initial du flux de polluants.


Lorsque l’état initial est bien caractérisé, les injections peuvent être effectuées.

3.8. Maîtriser le traitement

Une phase pilote est l’occasion d’optimiser le mode d’injection. Tout d’abord, les injections doivent être effectuées dans la ou les couches de l’aquifère qui sont le plus impactées par les contaminants. Ces injections ciblées peuvent par exemple être faites entre packer dans un puits crépiné sur toute la hauteur de l’aquifère. Dans d’autres cas, des puits spécifiques à l’injection devront être installées si des spécificités particulières du puits sont nécessaires.

Les quantités de réactif injectées sont calculées en fonction de la quantité de polluant à éliminer. Idéalement, si la zone pilote est présente dans la source, le réactif injecté doit pouvoir induire la dégradation des polluants présents dans la matrice solide et ce, sur la surface comprise entre les puits d’injection et les puits de monitoring. Dans le cas d’une zone pilote présente dans le panache, les réactifs injectés ne doivent dégrader que les polluants présents dans le volume d’eau définit par le rayon d’action du puits d’injection. Ce rayon dépend des caractéristiques hydrodynamiques de l’aquifère et de la pression d’injection du réactif.

Dans le cas d’injection de réactif sous une forme liquide, il est possible d’utiliser une méthode par recirculation. Une injection de réactif accompagnée d’un pompage dans un puits proche avec recirculation entre les deux puits permet de d’obtenir un panache de réactif plus large. Cette méthode peut permettre d’agrandir la surface traitée sans multiplier le nombre de puits d’injection.

Le suivi des concentrations en polluants dans les puits d’injection peut donner des informations très importantes sur notamment l’efficacité maximale que l’on peut attendre d’une méthode. Afin d’être efficace, ce suivi doit être fait par un prélèvement multiniveau, tout comme dans les puits de monitoring.

3.9. Suivi de l’effet du traitement

L’effet du traitement sur les concentrations ou le flux aval de polluants est mesuré par un prélèvement régulier dans les puits de monitoring. La fréquence des prélèvements dépend grandement de la vitesse d’écoulement de l’eau. De manière générale, un prélèvement hebdomadaire avec une augmentation de la fréquence à l’arrivée du réactif est assez pertinent. L’arrivée du réactif est estimée à l’aide des essais de traçage réalisés préliminairement.

En ce qui concerne la mesure de l’efficacité des méthodes de traitement sur une pollution aux solvants chlorés, la mesure de la concentration des composés parents comme des métabolites doit être réalisée. Dans l’idéal, les composés suivis sont le tétrachloroéthylène, le trichloroéthylène, les trois formes de dichloroéthylène, le chlorure de vinyle, l’éthène et l’éthane.

3.10. Echantillonnage et analyse

Le prélèvement des contaminants et notamment les solvants chlorés est fait régulièrement aux différentes profondeurs des puits de monitoring. Le pompage est


fait soit avec une pompe immergée, soit une pompe de surface si le choix est fait d’équiper les puits avec le préleveur multiniveau simplifié.

L’échantillonnage est directement effectué dans les flacons d’analyse. La méthode la plus simple consiste à faire déborder un seau avec l’eau pompée et de réaliser le prélèvement sous l’eau, à la sortie du tuyau d’exhaure. Deux méthodes de remplissage des flacons peuvent être adoptées car il a été montré qu’elle n’influait pas sur les concentrations en contaminants mesurées :

- Remplissage à moitié du flacon de prélèvement sur site,

- Remplissage intégral du flacon de prélèvement et évacuation de la moitié au laboratoire.

Il est très important de stocker les flacons à l’abri de la lumière et à 4°C tout de suite après le prélèvement afin d’éviter toute dégradation. De plus, un stockage d’une semaine maximum avant analyse semble approprié.

Les échantillons sont alors analysés par chromatographie en phase gazeuse avec injection en Headspace. Un étalonnage externe est réalisé grâce à l’utilisation de standards. La norme préconise l’utilisation de standard préparés dans le méthanol. Même si cette méthode comporte un biais du à l’incertitude du coefficient de Henry des composés dissous dans un mélange méthanol/eau, c’est la seule qui permet de comparer les données obtenues avec des données de la littérature.

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Guide méthodologique Installation d’un pilote de test de ... · Guide méthodologique « Pilote » 1 Guide méthodologique Installation d’un pilote de test de méthode traitement