Construction du modèle de transport réactif 2-D

Les résultats de calibration du modèle historique ont servi de base à la construction du modèle de bio-traitement. Les changements effectués concernant la structure du modèle sont présentés ci-après.

4.5.3.1 Discrétisation du modèle

La résolution de la grille du modèle a été affinée pour permettre la représentation du procédé de traitement. Le domaine modélisé, présenté Figure 4-20, est discrétisé par 35 lignes et 72 colonnes, ce qui représente des mailles de 1 × 2 m au niveau de la zone d’intérêt.

Temps (jours) 0 2 4 6 8 10 12 14 Ca - A lcalinité (mol/L) 3,0e-3 3,5e-3 4,0e-3 4,5e-3 5,0e-3 5,5e-3 6,0e-3 pH 6,6 6,8 7,0 7,2 7,4 Toluène (mol/L) 5,0e-5 1,0e-4 1,5e-4 2,0e-4 2,5e-4 3,0e-4 Ca(mol/L) Alcalinité (mol/L) pH Toluène (mol/L) Ca(mol/L) Alcalinité (mol/L) pH Toluène (mol/L) Ca(mol/L) Alcalinité (mol/L) pH Toluène (mol/L) Ca(mol/L) Alcalinité (mol/L) pH Toluène (mol/L)

La période modélisée s’étend sur 504 jours (durée de suivi du traitement) découpée en période de 7 jours, elle-même divisées en pas de temps de 3,5 jours.

Figure 4-20 : Présentation du domaine (lignes continues noire), de la grille (lignes continues gris foncé), et de la géométrie de la source de pollution (lignes continues rouge) du modèle du bio-traitement.

4.5.4 Paramétrisation

4.5.4.1 Schéma de paramétrisation

Le modèle d’écoulement utilisé pour la modélisation du bio-traitement provient du modèle historique. Les valeurs de conductivités hydrauliques sur la majeure partie du domaine d’étude, les paramètres de transport (porosité et dispersivités) et les cinétiques de biodégradation en condition anaérobie estimées lors de la calibration du modèle avant la phase de traitement, ont été conservées. Les paramètres estimés lors de la calibration du problème inverse sont :

 Les concentrations en Lsnapl, benzène, toluène, éthylbenzène et xylènes dans les sols pour les cinq zones sources (s1, s2, s3, s4 et s5), présentées Figure 4-20 (par conséquent contrairement au modèle historique les quantités de contaminants dans les sols sont estimées dans le modèle du traitement).

 _{La cinétique de dissolution des BTEX.}

 _{La cinétique de dégradation du benzène, du toluène, de l’éthylbenzène et des xylènes en} condition aérobie.

 Les conductivités hydrauliques en aval immédiat de la barrière hydraulique, afin d’affiner la calibration de l’évolution des concentrations observées en Pz24, Pz7 et P3 (cf. chapitre 3). La géométrie de la source a été définie à partir du modèle historique calibré, assortie de quelques modifications. La partie de la source se trouvant au droit de la barrière perméable a été retirée,

puisque les sols ont été excavés à cet endroit lors des travaux. En aval de la barrière perméable, les zones sources de LNAPL ont été étendues (cf. Figure 4-20). La composition de la zone au droit de l’ouvrage P2 (s5) a été estimée lors de la calibration. Les limites de la zone source simulée sont présentées Figure 4-20.

4.5.4.2 Régularisation

Comme pour la calibration du modèle avant la phase de traitement, une régularisation de Tikhonov et une décomposition en valeur singulière avec un seuil de troncature de 5.10^-7 ont été utilisées pour améliorer la stabilité numérique.

4.5.4.3 Conductivité hydraulique

Des points pilotes (au nombre de 10) ont été rajoutés sur environ 10 m à l’aval de la barrière hydraulique. L’objectif d’une telle démarche est d’affiner l’estimation des conductivités hydrauliques dans cette zone en accord avec l’évolution des concentrations observée dans les ouvrages Pz7, Pz24 et P3. Les valeurs de conductivité hydraulique estimées lors de la calibration du modèle historique sur les autres points pilotes ont été conservées.

4.5.4.4 Zone source et dissolution

Les fractions molaires en BTEX estimées lors de la calibration du modèle avant la phase de traitement n’ont pas été utilisées comme information a priori dans le modèle du bio-traitement. En effet, la forte augmentation des concentrations en BTEX à proximité de la zone d’injection du fluide de traitement (suite au lancement du traitement, cf. chapitre 3) n’a pas permis de conserver une continuité vis-à-vis de ces paramètres entre le modèle historique et le modèle de traitement. Par conséquent, comme pour le modèle historique, les fractions molaires calculées à partir des analyses de sol ont été utilisées comme informations a priori (cf. Tableau 4-3). Pour la source s5, les fractions molaires initiales ont été définies à partir de tests de calibration initiaux par essai-erreurs, et sont présentées Tableau 4-11.

La cinétique de dissolution a également été modifiée pour être plus réaliste, compte tenu des données observées. A partir d’essais de calibration par essai-erreur, réalisés préalablement à la résolution du problème inverse, un coefficient de transfert de masse a priori de 0,003 j^-1 a été adopté. Par ailleurs, également sur la base de ces essais, nous avons noté une différence de comportement entre le benzène et le toluène d’une part, et l’éthylbenzène et les xylènes d’autre part. Par conséquent, deux paramètres de coefficients de transfert de masse ont été utilisés pour la calibration du modèle, le premier pour le couple benzène/toluène, et le second pour le couple éthylbenzène/xylènes. Fraction molaire (%) s5 Benzène 2,1 Toluène 10,6 Ethylbenzène 5,8 Xylènes 20,7 Lsnapl 54,9

Tableau 4-11 : Fractions molaires pour les BTEX et le composé Lsnapl (%) à priori renseignées dans le modèle pour la source s5.

La cinétique de dissolution a également été modifiée pour être plus réaliste, compte tenu des données observées. A partir d’essais de calibration par essai-erreur, réalisés préalablement à la résolution du problème inverse, un coefficient de transfert de masse a priori de 0,003 j^-1 a été adopté. Par ailleurs, également sur la base de ces essais, nous avons noté une différence de comportement entre le benzène et le toluène d’une part, et l’éthylbenzène et les xylènes d’autre part. Par conséquent, deux paramètres de coefficients de transfert de masse ont été utilisés pour la calibration du modèle, le premier pour le couple benzène/toluène, et le second pour le couple éthylbenzène/xylènes.

4.5.4.5 Biodégradation

Comme pour le modèle historique, un modèle cinétique d’ordre 1 est utilisé pour modéliser la biodégradation des BTEX en conditions aérobies. En accord avec les données bibliographiques présentées au chapitre 3, une valeur moyenne des cinétiques des BTEX en conditions aérobies a été utilisée comme valeur initiale (0,1 j^-1).

4.5.4.6 Variables d’entrées fixes

Les débits de pompage des eaux souterraines, ainsi que les débits d’injection et les concentrations en oxygène du fluide de traitement, ont été fixés dans le modèle en fonction des données relevées lors du suivi du procédé. Les débits imposés sur les différents puits d’exploitation du site en phase de traitement ont été appliqués avec un pas de temps variable, dépendant de la fréquence des relevés (quasi-mensuelle). Les concentrations en oxygène aux puits d'injection ont été fixées dans le modèle à 10% de la concentration en oxygène injectée (cf. Figure 4-18).

La zone d’infiltration en ZNS a été modélisée par une zone de recharge dont la composition des eaux est identique à la composition géochimique initiale de la nappe (cf. Tableau 4-5). Les débits d’injection imposés dans le modèle sont identiques aux débits mesurés lors du suivi du traitement.

4.5.5 Données d’observation

Les données de conditionnement correspondent aux concentrations mesurées pendant la phase de traitement (d’avril 2014 à avril 2015) dans les ouvrages situés au droit de la zone source (P1, P2, P4 et Pz29) et en aval immédiat (P3, Pz7 et Pz24). Les concentrations mesurées en Pz2 pendant le fonctionnement de la zone d’infiltration en ZNS ont également été utilisées comme données de conditionnement, en faisant l’hypothèse que la zone d’infiltration ait été active tout le long du traitement. Une transformation racine a été appliquée aux données d’observation.

Une pondération a été appliquée aux données de concentrations pour prendre en compte des incertitudes sur les concentrations en contaminants dues à des incertitudes sur le fonctionnement du procédé de traitement, notamment au niveau de l’ouvrage P4 (cf. chapitre 3). Un poids inférieur d’un facteur 2 a été appliqué sur les données jugées incertaines.

La fonction objectif cible a été fixée en prenant en compte une incertitude de 20 % sur les mesures de concentrations en contaminants, et en adéquation avec les poids renseignés pour chaque observation (Φ′ = 1,8).