Aging ou vieillissement

Si l’on considère le mécanisme de désorption ou de dissolution, le phénomène d’aging peut être associé à différents processus.

Comme nous l’avons discuté au paragraphe 2.3.3, la sorption est un processus en deux étapes, une rapide de quelques heures à quelques jours et la seconde pouvant atteindre quelques mois, cette dernière étape pouvant présenter une irréversibilité. Ce phénomène amplifié avec le temps est assimilé à un vieillissement (ou aging) de la pollution. Des expériences ont montré que des polluants organiques fraichement ajoutés au sein d’un sol sont plus facilement dégradés et extraits au butanol que ceux ayant résidés dans la matrice plus ou moins longtemps (Hatzinger and Alexander, 1995). Deux hypothèses pourraient expliquer ce piégeage. L’une attribue ce vieillissement à la formation de liaisons fortes à l’issue de l’adsorption, ce qui la rendrait irréversible, et l’autre suggère que ce vieillissement serait dû à la diffusion lente des molécules à travers des nanopores ou à travers de la matière organique (Alexander, 1999, 2000, Cornelissen et al., 1997a, 1997b; Duan et al.,

2015; Hatzinger and Alexander, 1995; Kleineidam et al., 2004; Pignatello and Xing, 1996; ter Laak et al., 2006).

La plupart du temps, le phénomène d’aging est assimilé à une diminution de la désorption des composés comme évoqué précédemment. Cependant ce phénomène peut également être associé à une modification des propriétés et composition du NAPL (Wehrer et al., 2011). Au contact prolongé de la phase aqueuse, le NAPL subit au cours du temps une déplétion en composés les plus solubles (Alshafie and Ghoshal, 2004; Benhabib et al., 2010; Ghoshal et al., 2004; Luthy et al., 1993; Mahjoub et al., 2000; Nelson et al., 1996; Totsche et al., 2003; Wehrer et al., 2011). Cette déplétion entraine une augmentation de la viscosité du NAPL et une modification du film présent à l’interface avec l’eau (Figure 1- 6). Ces auteurs donnent plusieurs hypothèses pour expliquer la formation du film semi-rigide : (i) un enrichissement en composés lourds, (ii) un réarrangement des molécules à l’interface créant un film semi-gélatineux ou une émulsion visqueuse, (iii) une polymérisation ou oxydation du goudron de houille. Au cours du temps, la déplétion induit également une modification de la composition du NAPL et une diminution ou une augmentation de la concentration à l’équilibre des composés les plus ou les moins solubles respectivement (Fraser et al., 2008; Peters et al., 1999; Wehrer et al., 2011). L’augmentation de la viscosité, la présence du film à l’interface et la modification de la composition va induire une diminution du partage à l’équilibre et du transfert de masse vers la phase aqueuse.

Figure 1- 6 : Photographie d’une goutte de créosote suspendue dès son introduction dans la solution aqueuse (gauche) et après un aging de 4 jours (droite)

Dans les deux cas, ce facteur, important dans un contexte de sols historiquement contaminés, induit une diminution de la disponibilité des CAP. En effet, la disponibilité peut être définie comme la capacité d’un polluant à être accessible par un organisme vivant (bio-disponibilité), par un agent dégradant comme un oxydant chimique (chemo-disponibilité) (Dagois, 2015; Harmsen, 2007) ou tout simplement à être mobilisé dans la solution aqueuse. L’évolution de la disponibilité est illustrée sur la Figure 1- 7. Après contamination d’un sol,

une partie de la pollution dite « fraiche » et 100 % disponible est dégradée, volatilisée ou se sorbe sur la phase solide du sol. Au cours du temps, les processus d’aging énoncés précédemment induisent peu à peu une diminution de la disponibilité de la pollution et conduisent à la formation d’une fraction séquestrée ou résiduelle persistante (Semple et al., 2003).

La fraction de polluants disponibles est ainsi à différencier de la fraction totale de polluants présents dans le sol (Alexander, 2000; ter Laak et al., 2006; Umeh et al., 2017). Lorsque les études sont réalisées sur des matrices dopées en laboratoire (pollution fraîche), celles-ci ne tiennent pas compte du vieillissement de la pollution (Vessigaud, 2007). ter Laak et al., (2006) met ainsi en évidence, à partir de terres contaminées prélevées sur le terrain, des concentrations en HAP en solution à l’équilibre nettement inférieures à celles prédites par les modèles. Ces modèles fournissent de bonnes prédictions pour des échantillons dopés ou vieillis artificiellement en laboratoire, mais ne sont pas capables de prédire le comportement dans le cas de terres réelles historiquement contaminées.

Figure 1- 7 : Evolution de la disponibilité de la pollution en fonction du temps écoulé depuis l’épisode de contamination

3.2.5. La température

Plusieurs études ont rapporté les effets de la température sur la solubilité des HAP. Les solubilités de l’anthracène et du phénanthrène sont multipliées par 3,4 et 4,6 avec une augmentation de 4 à 30 °C (Schwarzenbach, 1993). Ces tendances ont également été observées pour d’autres HAP et d’autres températures (Feitkenhauer et al., 2003; Reza et al., 2002; Reza and Trejo, 2004; Viamajala et al., 2007). La température influence également les processus de sorption et désorption (Cornelissen et al., 1997b; Enell et al., 2005; Jouannin, 2004; ten Hulscher and Cornelissen, 1996). Une diminution de la température de 22 °C entraine une augmentation du coefficient de partage Kd d’un facteur 1,6 et donc une diminution de la désorption vers la phase aqueuse (Piatt et al., 1996). Ainsi, une augmentation de la température favorise le processus de dissolution d’un goudron de houille dans l’eau. Le coefficient de transfert de masse du phénanthrène est multiplié par 1,7 avec une augmentation de 9 à 35 °C (Mahjoub et al., 2000). L’augmentation de température induit (i) une augmentation de la solubilité des polluants dans l’eau et (ii) une plus faible viscosité du goudron, qui entraine une augmentation du coefficient de diffusion des polluants dans la phase organique et à l’interface entrainant au final une augmentation de la concentration à l’équilibre (Benhabib et al., 2006; Mahjoub et al., 2000; Schluep et al., 2001; Viamajala et al., 2007).