AVERTISSEMENT

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INSTITUT NATIONAL POLYTECHNIQUE DE LORRAINE

École Nationale Supérieure d'Agronomie et des Industries Alimentaires

École Doctorale Ressources, Procédés, Produits et Environnement

Laboratoire Sols et Environnement UMR 1120 INPL (ENSAIA)/INRA

## THESE

Présentée en vue de l'obtention du grade de Docteur de l'INPL

Spécialité : Sciences Agronomiques

Christophe Barnier

# Disponibilité des HAP
dans les sols de friches industrielles
et influence des conditions rhizosphériques

Soutenue publiquement le 18 décembre 2009 devant un jury composé de :

Corinne Leyval, Directeur de recherche, Nancy Université

Enrique Barriuso, Directeur de recherche INRA, Grignon

Rémy Bayard, Maître de conférences INSA, Lyon

Patrick Charbonnier, Ingénieur Arcelormittal Real Estate France

Christophe Robin, Chargé de recherche INRA, INPL (ENSAIA)

Stéphanie Ouvrard, Chargé de recherche INRA, INPL (ENSAIA)

Jean-Louis-Morel, Professeur, INPL (ENSAIA)

Président

Rapporteur

Rapporteur

Examinateur

Co-directeur de thèse

Co-directeur de thèse

Directeur de thèse
# Avant propos

Cette thèse a été réalisée dans le cadre des activités du GISFI ou Groupement d'Intérêt Scientifique sur les Friches industrielles. Plus spécifiquement, ce travail a bénéficié des financements du projet ANR Multipolsite « Etude in situ et à long terme du devenir et des conséquences environnementales de la multipollution d'un sol ».
Remerciements

Je tiens tout d'abord à exprimer ma vive reconnaissance à mon directeur de thèse Jean Louis Morel, directeur du laboratoire Sols et Environnement, pour m'avoir accordé sa confiance et supervisé mon travail. Ses conseils ont toujours été riches et ses encouragements m'ont permis d'arriver au bout du travail. J'espère que l'on se croisera un jour dans les montagnes, planches aux pieds.

Je remercie sincèrement Stéphanie Ouvrard pour m'avoir choisi et fait confiance pour mener à
bien ce projet. En tant que co-directrice de thèse et encadrante directe, Stéphanie m'a épaulé et
conseillé sur la conduite de mes travaux. Je suis très reconnaissant de sa grande disponibilité
pour m'avoir former à de nombreuses techniques, pour m'avoir inculquer des méthodes de travail
dignes de ce nom et pour m'avoir fait profiter de son expérience.

J'exprime toute ma reconnaissance et ma sympathie à Christophe Robin, mon troisième co-directeur de thèse, pour avoir accepté de participer à ce travail et ainsi de se confronter au dur monde des HAP. Outre mon apprentissage de la rhizosphère, il m'a appris à développer un réel esprit scientifique, à ordonner mes idées (tâche difficile) et à les retranscrire. Sans lui, je n'aurais pas pu écrire un manuscrit aussi "clair"...

J'exprime toute ma gratitude à Remy Bayard, Enrique Barriuso, Patrick Charbonnier et Corinne Leyval qui ont accepté d'être membres de mon jury. Leurs remarques ainsi que la discussion très intéressante qui a suivie ma soutenance m'ont permis de prendre du recul quant à mon travail. Enrique, l'information que vous cherchiez se trouve à la page suivante.

Je dois une partie de mes travaux à deux stagiaires que j'ai encadré et qui ont réalisé un travail
de qualité, je remercie donc Charlène Pierron et Nour Hattab d'avoir pris part à cette aventure.

Mes prochains remerciements vont à l'intégralité du personnel du LSE, pour leur accueil, leur disponibilité et la bonne humeur qu'ils apportent dans le laboratoire. Dans cette joyeuse équipe, je remercie tout d'abord particulièrement la fabuleuse équipe des techniciens pour leur sympathie, leur sourire et cette constante disponibilité pour aider les autres. Pour être encore plus précis, merci à Stéphane pour son aide précieuse pour tous ce qui est radioactif et culture en pot notamment, son coaching de présentation orale, ses dégustations de boudin, son initiation au théâtre et j'en passe, merci à Alain de, entre autre, m'avoir "sauver la vie" un grand nombre de fois, sans toi j'aurais terminé à la machine à écrire, keep the faya, merci à Adeline pour tous tes conseils "qualité", maintenant c'est ce que je préfère, je note tous ce que je fais au quotidien dans un grand cahier, merci à Bernard et Jean-Claude, sans vous j'aurais arrêté le café, vous m'avez permis de suivre la bonne voie...

Ensuite, un merci particulier à Françoise et Pierre de m'avoir supporté pendant cette thèse dans leur bureau et d'y avoir apporté sa petite blague quotidienne Un grand merci à François, toujours prêt à filer un coup de main : tu es un exemple à suivre.
Comment ne pas remercier la jeunesse du labo, celle qui permet de garder le moral dans les moments difficiles, toujours prête à faire la fête à la moindre occasion. Cette jeunesse étant si fabuleuse au laboratoire, je me dois de citer chacun de ses participants : Ben (alias PF), Chouffe, Cindy (rdv dans le Forez), Dave le poète des temps moderne, Fab (alias BG), Jérôme, JM, Geoffroy, Lucas, Lucie, MF, Noële (oui, oui, tu es bien présente dans la catégorie jeunesse du labo), Romain...

Sans le savoir, les potes de Nancy, la brigade de la rive droite du 42 et les amis d'ici et d'ailleurs ont contribué à cet aboutissement en m'offrant un échappatoire et une cellule de soutien psychologique. J'ai une pensée toute particulière pour Aurélia, Chouffe, Dam's, Did, Emma, Eric, Godz, Flo&Flo, La Vieille, Marjo, Nils, Pyves, Rémi, Romain, Tom, Yo et Robert Nesta Marley (il libère dans les oreilles des messages de paix et d'amour qui apaisent durant les phases où le stress se fait trop intense). Cette pensée est encore plus intense pour toi Jess... Parmi vous, j'ai été très touché par ceux qui ont pu se libérer et venir assister à ma soutenance !!! Bravo d'avoir supporté les " blagues de chercheurs ".

Ma dernière pensée va à ma famille qui m'a soutenu tous au long de ce travail, chacun à sa manière (même Lysandre). Parmi eux, je ne remercierais jamais assez mes parents sans qui je n'en serais pas là aujourd'hui. Merci à vous de m'avoir bousculé aux bons moments de ma vie, de m'avoir accordé votre confiance, d'avoir tout mis en œuvre pour me permettre d'en arriver là.

<figure><img src="image_1.png" /></figure>
# SOMMAIRE

Avant propos 3

Remerciements 4

SOMMAIRE 7

INTRODUCTION GENERALE 13

## CHAPITRE 1 : EVOLUTION DES HAP DANS LES SOLS DE FRICHES

INDUSTRIELLES : ROLE CLÉ DE LA DISPONIBILITE 17

Introduction 18

Les HAP dans les sols de friches industrielles 18

1. Présentation des HAP 18

1.1. Caractéristiques générales 18

1.2. Propriétés chimiques des HAP 19

1.3. Toxicité des HAP 21

2. Les sols contaminés aux HAP 23

3. Gestion des sols de friches industrielles contaminées aux HAP 24

Devenir des HAP dans les sols 25

1. La matrice solide des sols 25

1.1. La matière organique naturelle 26

1.2. La matière organique anthropogénique 27

2. Interactions entre les HAP et la matrice solide 28

2.1. L'adsorption 28

2.2. La désorption 30

2.3. La diffusion 31

3. Statut des HAP dans les sols : HAP disponibles et non disponibles 32

4. Disponibilité des HAP dans le contexte des sols de friches 33

5. Comment mesurer la disponibilité des HAP dans les sols de friche ? 34

6. Processus majeur de dissipation des HAP : la dégradation microbienne 36

Influence de la rhizosphère sur le devenir des HAP 39

1. La rhizosphère 40

2. Effet général des plantes sur le devenir des HAP 43

3. Effet des rhizodépôts sur la dégradation des HAP 44

4. Effet des plantes sur le changement de forme des HAP 44
4.1. Effet de l'action mécanique des racines 44

4.2. Effet des variations de pH 45

4.3. Effet des rhizodépôts 46

4.4. Effet du flux d'eau racinaire 47

Conclusion : un modèle d'évolution des HAP dans le sol rhizosphérique 47

CHAPITRE 2 : MATERIELS ET METHODES 49

Les sols 50

1. Sites étudiés 50

2. Caractéristiques des sols 50

Les dispositifs 51

1. Les parcelles lysimétriques 52

2. Les bacs lysimétriques 53

3. Culture de Lupinus albus en pot 55

3.1. Test de germination 55

3.2. Dispositifs de culture 55

Les méthodes de mesure 56

1. Quantification des HAP des sols 56

1.1. Extraction des HAP totaux 57

1.2. Extraction des HAP disponibles 57

1.3. Conditionnement avant analyse 58

1.4. Dosage des HAP 58

2. Fractionnement granulo-densimétrique 62

3. Mesure du pH des sols 63

4. Dosage du carbone des sols 63

4.1. Dosage du carbone par analyse élémentaire 64

4.2. Caractérisation de la matière organique par l'analyse Rockeval® 65

5. Capacité au champ 66

6. Analyses des solutions 66

6.1. Dosage du carbone en solution 66

6.2. Dosage des cations majeurs en solutions 66

6.3. Dosage des acides organiques 66

Traitement des données 67

1. Corrélation entre deux paramètres 67

2. Comparaison de deux données 67
# CHAPITRE 3 : METHODE DE MESURE DE LA DISPONIBILITE DES HAP 69

## Introduction 70

## Matériels et méthodes 71

1. Matériel 71

2. Méthode à cible biologique : la minéralisation des HAP disponibles 71

3. Extraction des HAP disponibles par solvant : le butanol 73

4. Extraction des HAP disponibles en phase solide : cinétique de désorption sur Tenax 73

4.1. Protocole expérimental 73

4.2. Modélisation des cinétiques 75

## Résultats et discussion 76

1. Minéralisation des HAP 76

2. Extraction au butanol 83

3. Cinétique de désorption sur la résine Tenax 85

3.1. Description des cinétiques 85

3.2. Modélisation des cinétiques 87

3.3. Description des paramètres du modèle de désorption à deux compartiments 88

3.4. Définition d'un protocole simplifié 91

## Conclusion 93

# CHAPITRE 4 : FACTEURS DE CONTRÔLE DE LA DISPONIBILITÉ DES HAP DANS LES SOLS DE FRICHES INDUSTRIELLES 95

## Introduction 96

## Résultats et discussion 97

1. Caractérisation de la matrice solide 97

1.1. Distribution de la taille des particules et des agrégats 97

1.2. La matière organique des sols 99

2. Eléments de compréhension de la disponibilité des HAP 106

2.1. Nature et localisation des HAP 106

2.2. Facteurs explicatifs de la disponibilité des HAP 111

2.3. Contribution de chaque fraction granulométrique à la quantité de HAP disponibles 123

## Conclusion 127
# CHAPITRE 5 : EFFETS DU pH ET D'ACIDES ORGANIQUES SUR LA DISPONIBILITE DES HAP DANS DES SUSPENSIONS DE SOL

## Introduction

## Matériels et méthodes

1. Modification des paramètres rhizosphériques

2. Mesure de la disponibilité des HAP

3. Suivi des paramètres des suspensions

## Résultats et discussion

1. Effet du pH sur le statut des HAP dans les sols de friche

1.1. Variations de pH induites dans les suspensions

1.2. Effet des variations de pH sur la fraction disponible de HAP

1.3. Effet des variations de pH sur la matrice solide du sol

1.4. Discussion sur la relation entre l'évolution de l'état de la matière organique soumis à des variation de pH et la disponibilité des HAP

2. Effet des acides organiques sur le statut des HAP

2.1. Evolution du pH suite à l'ajout d'acides organiques

2.2. Evolution de la teneur en acide organique dans les suspensions

2.3. Evolution de la disponibilité des HAP dans les suspensions soumises à des concentrations variables en acides organique

2.4. Comparaison de l'effet des acides organiques avec l'effet pH

## Conclusion

# CHAPITRE 6 : VALIDATION IN SITU DE L'EFFET DU pH ET DE L'ACIDE CITRIQUE RHIZOSPHERIQUE SUR LA DISSIPATION DES HAP

## Introduction

## Résultats et discussion

1. Effet à long terme d'une végétalisation du sol NM

1.1. Relation entre la disponibilité et la dissipation des HAP

1.2. Effet d'une végétation spontanée sur le pH du sol

1.3. Evolution de la teneur en HAP dans le sol NM végétalisé et nu

2. Effet à long terme d'une variation de pH dans le sol AUG

2.1. Variation de pH induite par une végétation spontanée

2.2. Effet d'un apport de chaux sur la modification du pH

2.3. Effet du chaulage sur la dissipation des HAP

3. Mise en culture de sols de friches industrielles avec des plantes exsudant des acides organiques

3.1. Germination de *Lupinus albus*
<table><tr><td>3.2. Croissance du lupin dans les sols de friches industrielles</td><td>169</td></tr><tr><td>3.3. Variation de pH du sol rhizosphérique induite par le lupin</td><td>172</td></tr><tr><td>3.4. Effet du lupin sur la dissipation des HAP</td><td>173</td></tr><tr><td>4. Discussion sur la faisabilité du traitement des sols de friches industrielles par phytoremédiation</td><td>176</td></tr><tr><td>Conclusion</td><td>178</td></tr><tr><td>CONCLUSION GENERALE ET PERSPECTIVES</td><td>179</td></tr><tr><td>REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES</td><td>184</td></tr><tr><td>ANNEXES</td><td>194</td></tr><tr><td>Liste des abréviations</td><td>205</td></tr><tr><td>Liste des figures</td><td>207</td></tr><tr><td>Liste des tableaux</td><td>211</td></tr></table>
# INTRODUCTION GENERALE

Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) contaminent tous les milieux, dans lesquels ils peuvent exercer des effets toxiques. Leur présence dans l'ensemble des compartiments de l'environnement (eau, air et sol) résulte à la fois de processus naturels comme le volcanisme ou les feux de forêts et majoritairement des activités anthropiques. Les HAP sont produits lors de la combustion incomplète de la matière organique, notamment des combustibles fossiles (e.g. centrales thermiques, moteurs thermiques).

Les activités industrielles utilisant le charbon sont à l'origine de concentrations en HAP très élevées dans les sols. Nombreuses et intenses en France jusque dans les années 80, elles restent encore aujourd'hui une source de HAP importante dans de nombreux pays du monde. La transformation du charbon permet la fabrication du coke mais aussi la fabrication de gaz naturel. Après la seconde guerre mondiale et jusque dans les années 70, le coke a permis d'alimenter l'industrie sidérurgique en France alors que le gaz de ville était majoritairement utilisé pour l'éclairage urbain. Les matériaux fossiles comme le charbon renferment des HAP et leur combustion en crée de nouveaux. C'est la raison pour laquelle les industries utilisant ce matériau en grande quantité ont induit la contamination des sols avec de très fortes teneurs en HAP. Ces sites existent toujours après le démantèlement des activités industrielles. Les teneurs en HAP empêchent l'implantation de nouvelles activités. On parle alors de friches industrielles. En France, 750 sites contaminés par des HAP sont recensés (BASOL, 2009), ce qui représente des surfaces considérables.

Les sols de friches industrielles sont caractérisés par un vieillissement de la contamination. Le long temps de contact entre les sols et les polluants contribue à la complexité de l'état des HAP. Le vieillissement des HAP agit aussi sur leur disponibilité c'est-à-dire leur capacité à subir des processus de dissipation comme la biodégradation. Du fait de la faible dissipation des HAP au cours du temps, ils sont toujours présents en concentrations très élevées. Ils représentent ainsi un risque pour la santé humaine et celle des écosystèmes. Les techniques classiques de dépollution sont peu adaptées aux grandes surfaces car elles nécessitent souvent une excavation des terres contaminées et s'avèrent donc très coûteuses. La bioremédiation in situ, technique utilisant les processus biologiques de dissipation endogènes des sols, est plus appropriée à la problématique des friches industrielles. L'atténuation naturelle consiste à laisser dégrader les HAP par la biomasse microbienne des sols. Des résultats positifs apparaissent aussi quant à l'utilisation de la phytoremédiation pour le traitement des sols pollués par des composés organiques comme les HAP. La rhizodégradation consiste en la stimulation de la biodégradation des polluants organiques dans la rhizosphère des organismes végétaux.

Pour analyser le risque de telles contaminations ainsi que les moyens de les traiter, il est
indispensable de renforcer les données scientifiques afin de comprendre l'évolution des HAP dans les sols de friches industrielles où ils ont déjà subi une longue période de transformation bio-physico-chimique. En particulier, la disponibilité, propriété essentielle pour l'évaluation des risques doit être mieux définie, mieux analysée et sa dynamique sous l'influence des paramètres environnementaux caractérisée. Dans l'optique de contribuer au développement de nouvelles méthodes de gestion telles que l'atténuation naturelle et la phytoremédiation, il est nécessaire de connaître l'influence du couvert végétal sur l'évolution des contaminations en HAP et notamment sur leur disponibilité. L'activité rhizosphérique, qui contribue à modifier les propriétés biologiques, chimiques et physiques du sol dans l'environnement racinaire, constitue un facteur indispensable à prendre en compte dans la modélisation de la disponibilité et de son évolution.

Sur le plan pratique, l'aide à la décision pour la réglementation sur les sites et sols pollués et la gestion de ces sites par les professionnels de la dépollution est également un enjeu important. Le renforcement des connaissances permettra d'améliorer l'évaluation des risques dans le contexte des friches industrielles et le choix des solutions de gestion, notamment en ce qui concerne les procédés biologiques *in situ* tels que l'atténuation naturelle et la rhizodégradation.

Dans ce contexte, la thèse proposée est destinée à :

i) développer une méthode de mesure fiable de la disponibilité des HAP dans le contexte particulier des sols de friches industrielles.

ii) mieux identifier et comprendre les paramètres du sol qui contrôlent cette disponibilité.

iii) s'attacher aux facteurs rhizosphériques pouvant modifier la disponibilité des HAP.

iv) enfin, vérifier qu'une modification de la disponibilité des HAP se traduit par une modification de leur dissipation *in situ*.

Dans un premier temps, une revue de la bibliographie présentera les connaissances déjà acquises sur l'évolution des HAP dans les sols et, en particulier, dans la rhizosphère. Pour cela, nous ferons un état des lieux concernant les caractéristiques des composés étudiés, les interactions avec la matrice solide du sol, les processus de dissipation des HAP ainsi que les propriétés des conditions rhizosphériques susceptibles d'agir sur les interactions sol-HAP. Cette revue permettra de mettre en lumière les manques de connaissances et se conclura par les questions de recherches que nous avons identifiées.

Dans un deuxième temps, seront présentés la méthode générale et les matériels et méthodes qui ont été choisis pour atteindre les objectifs fixés. En particulier, les sols de friches industrielles et les caractéristiques des pollutions qu'ils contiennent seront décrits. Ces sols sont représentatifs des activités industrielles à l'origine du plus grand nombre de sols contaminés par des HAP et posant le plus de problèmes du point de vue de leur gestion : les cokeries, les hauts-fourneaux et les anciennes usines à gaz. La pollution y a été introduite depuis une longue période et les
composés toxiques ont déjà subi des évolutions importantes.

Le troisième temps est consacré à la définition d'un protocole de mesure de la disponibilité des HAP. Trois types principaux de protocoles généralement utilisés pour cette mesure seront choisis et comparés pour leur aptitude à mesurer la disponibilité dans le contexte des sites anciennement contaminés.

Dans un quatrième temps, seront étudiés les facteurs du sol contrôlant la disponibilité des HAP afin de comprendre l'évolution des contaminations en HAP ainsi que les différences de dissipation observées sur des sols présentant des niveaux de contamination proches. La matrice solide organique ainsi que la distribution des HAP totaux et la disponibilité des HAP au sein des différents compartiments du sol seront caractérisées.

Dans un cinquième temps, la détermination des facteurs de contrôle principaux de la disponibilité permettra de choisir deux paramètres susceptibles d'être modifiés par les conditions rhizosphériques. Nous testerons l'effet de ces paramètres que sont le pH et la concentration en acides organiques sur la disponibilité des HAP dans des conditions contrôlées de laboratoire.

Dans un sixième temps, il s'agira de vérifier les hypothèses faites à l'issu des expériences de laboratoire en s'attachant à des essais *in situ* menés sur de longue périodes. Le but est de vérifier l'effet de paramètres rhizosphériques sur la disponibilité et la dissipation des HAP. Ces données permettront alors d'apporter des éléments pour l'optimisation des procédés de traitement des sols par atténuation naturelle et phytoremédiation des sols de friches industrielles en vue de réduire les risques liés à la présence de pollutions récalcitrantes et peu disponibles.
# CHAPITRE 1 :

## EVOLUTION DES HAP DANS LES SOLS DE FRICHES

## INDUSTRIELLES : ROLE CLÉ DE LA DISPONIBILITE
# Introduction

Ce chapitre constitue une revue bibliographique des mécanismes contrôlant le devenir des HAP dans les sols. Il met également en avant les manques de connaissances empêchant de répondre à notre problématique. Une première partie est consacrée à la présentation des molécules qui nous intéressent, les HAP. Leurs caractéristiques chimiques et toxicologiques sont exposées et un état des lieux des sols contaminé par ceux-ci est réalisé. L'état des connaissances sur le comportement des HAP dans les sols et particulièrement les sols de friches est expliqué dans une deuxième partie. Pour comprendre ce comportement, la notion de disponibilité des HAP est précisée et les mécanismes physico-chimiques qui permettent aux HAP de passer de cet état disponible à un état non disponible et inversement sont discutés. Une dernière partie fait état des influences connues ou suspectées des conditions induites par le fonctionnement de la plante sur les mécanismes de changement de forme évoqués dans le paragraphe précédent.

# Les HAP dans les sols de friches industrielles

## 1. Présentation des HAP

### 1.1. Caractéristiques générales

Les hydrocarbures aromatiques polycycliques ou HAP sont des composés organiques pouvant avoir deux origines. Les **HAP d'origine pyrogénique** formés lors de la transformation géologique de la matière organique se trouvent aujourd'hui dans les matières organiques fossiles (pétrole, houille). Les **HAP d'origine pyrolytique** se forment lors de la combustion incomplète de la matière organique. Ces molécules sont regroupées avec d'autres polluants (polychlorobiphényles, dioxines et furanes) sous le terme de "composés organiques hydrophobes" ou COH. Cette famille de polluants a pour principale caractéristique d'être persistante dans l'environnement. Les HAP regroupent quelques centaines de molécules composées d'au moins deux cycles benzéniques (Sims et Overcash, 1983). Il est habituel de restreindre les études sur les HAP à 16 d'entre eux retenus comme polluants prioritaires par l'agence de protection de l'environnement des Etats-Unis (US-EPA). Cette sélection a été établie sur la base de leur abondance dans l'environnement, leur toxicité et les connaissances existantes. La Figure 1 présente la structure chimique de ces 16 composés.
<figure><img src="image_2.png" /><figcaption>Figure 1 : Structure des HAP définis comme prioritaires par l'US-EPA.</figcaption></figure>

## 1.2. Propriétés chimiques des HAP

Les HAP possèdent des propriétés chimiques particulières qui gouvernent leur comportement dans l'environnement et notamment dans le sol. Ces propriétés sont dépendantes du nombre de cycles benzéniques qui composent ces molécules. On parle de HAP de faible poids moléculaire ou HAP légers pour ceux possédant 2 ou 3 cycles benzéniques et des HAP de hauts poids moléculaires ou HAP lourds pour ceux ayant 4 cycles benzéniques ou plus. Le Tableau 1 présente les principales caractéristiques des 16 HAP définis comme prioritaires par l'US-EPA.
<table><caption>Tableau 1 : Caractéristiques chimiques des 16 HAP définis par l'US-EPA (issues des fiches de données toxicologiques et environnementales des substances chimiques de l'INERIS.)</caption><thead><tr><th></th><th>Nb de<br>cycles<br>benzéniques</th><th>Poids<br>moléculaire<br>(g mol<sup>-1</sup>)</th><th>Solubilité<br>dans l'eau à<br>25 °C (mg L<sup>-1</sup>)</th><th>Constante de<br>Henry à 25 °C<br>(Pa m<sup>3</sup> mol<sup>-1</sup>)</th><th>Log K<sub>ow</sub></th></tr></thead><tbody><tr><td>Naphtalène</td><td>2</td><td>128,2</td><td>31,8</td><td>48,9</td><td>80,2</td></tr><tr><td>Acénaphtylène</td><td>2</td><td>152,2</td><td>3,93</td><td>11,5</td><td>92,5</td></tr><tr><td>Acénaphtène</td><td>2</td><td>154,2</td><td>3,7</td><td>14,7</td><td>96,2</td></tr><tr><td>Fluorène</td><td>2</td><td>166,2</td><td>1,98</td><td>9,2</td><td>116,0</td></tr><tr><td>Phénanthrène</td><td>3</td><td>178,2</td><td>1,2</td><td>3,98</td><td>101,0</td></tr><tr><td>Anthracène</td><td>3</td><td>178,2</td><td>1,29</td><td>5,04</td><td>217,5</td></tr><tr><td>Fluoranthène</td><td>3</td><td>202,3</td><td>0,26</td><td>1,5</td><td>110,5</td></tr><tr><td>Pyrène</td><td>4</td><td>202,3</td><td>0,13</td><td>1,25</td><td>156,0</td></tr><tr><td>Benzo(a)Anthracène</td><td>4</td><td>228,3</td><td>0,011</td><td>0,76</td><td>160,6</td></tr><tr><td>Chrysène</td><td>4</td><td>228,3</td><td>0,002</td><td>0,26</td><td>255,0</td></tr><tr><td>Benzo(b)fluoranthène</td><td>4</td><td>252,3</td><td>0,0012</td><td>0,051</td><td>168,3</td></tr><tr><td>Benzo(k)fluoranthène</td><td>4</td><td>252,3</td><td>0,00076</td><td>0,069</td><td>215,7</td></tr><tr><td>Benzo(a)pyrène</td><td>5</td><td>252,3</td><td>0,003</td><td>0,04</td><td>176,5</td></tr><tr><td>Dibenzo(a,h)anthracène</td><td>5</td><td>278,3</td><td>0,0005</td><td>0,0048</td><td>262,0</td></tr><tr><td>Benzo[g,h,i]pérylène</td><td>5</td><td>276,3</td><td>0,00026</td><td>0,014</td><td>273,0</td></tr><tr><td>Indéno (1,2,3,c,d)pyrène</td><td>5</td><td>276,3</td><td>0,062</td><td>0,029</td><td>163,6</td></tr></tbody></table>

Les HAP légers possèdent une masse moléculaire comprise entre 120 et 180 g mol⁻¹ alors que la masse moléculaire des HAP lourds est supérieure à 180 g mol⁻¹. D'une manière générale, les HAP sont caractérisés par une **forte hydrophobie**, c'est-à-dire qu'ils possèdent une forte affinité pour les phases lipophiles, alors qu'ils se solubilisent très peu dans l'eau. Leur hydrophobie augmente lorsque le nombre de cycles benzéniques et donc la masse moléculaire augmente. Avec ses deux cycles benzéniques, le naphtalène est le HAP le plus léger. Il possède la plus forte solubilité dans l'eau (31,8 mg L⁻¹ à 25°C), 10⁵ fois supérieure à la solubilité du benzo(g,h,i)pérylène. Le caractère hydrophobe de ces composés est estimé par le coefficient de partage octanol-eau, K<sub>ow</sub>. Ce paramètre représente l'affinité d'une molécule pour une phase organique, l'octanol. Le naphtalène possède un LogK<sub>ow</sub> de 3,4 ce qui signifie que le naphtalène est 2000 fois plus soluble dans l'octanol que dans l'eau. Le LogK<sub>ow</sub> du benzo(g,h,i)pérylène est de 6,5 soit 2000 fois supérieur à celui du naphtalène. En plus d'une hydrophobie croissante avec l'augmentation du nombre de cycles, **les HAP présentent une volatilité décroissante avec l'augmentation du nombre de cycle**. Cette volatilité est caractérisée par la constante de Henry (K<sub>H</sub>) qui traduit le coefficient de partage d'un composé entre une phase gazeuse et une phase aqueuse. Le K<sub>H</sub> relativement faible du naphtalène (48,9 Pa m³ mol⁻¹) est 3500 fois supérieur à celui du benzo(g,h,i)pérylène.
La préférence des HAP pour les phases hydrophobes ainsi que leur faible capacité à être volatilisés est à l'origine de leur comportement dans les sols. Ainsi, avec une variation en fonction de la structure chimique des HAP, ces composés vont principalement s'associer avec les matières solides hydrophobes du sol. La persistance des HAP dans les sols est donc en partie la conséquence d'un faible transfert vers la phase aqueuse du sol ou vers le compartiment atmosphérique.

## 1.3. Toxicité des HAP

Les HAP sont des polluants à prendre en considération car ils présentent un risque pour la santé humaine et pour l'environnement. Les propriétés toxiques diffèrent en fonction des composés. Les 16 HAP US-EPA présentent le plus grand risque, compte tenu de leur toxicité et des quantités retrouvées dans l'environnement.

### 1.3.1. Effet sur la santé humaine

Les HAP peuvent pénétrer dans le corps humain par inhalation, contact cutané ou ingestion. Une fois dans l'organisme, les HAP sont métabolisés au niveau du foie. En effet, cet organe contient des mono-oxygénases à cytochrome P-450 qui transforment les HAP par des réactions d'oxydation, de réduction et d'hydroxylation. Une fois transformés ou "fonctionnalisés", les HAP deviennent plus hydrophiles et peuvent plus facilement être éliminés au lieu de s'accumuler dans le corps humain. Cependant, même si les HAP fonctionnalisés sont moins hydrophobes que leurs molécules d'origine, leur transformation accentue leur toxicité. Les époxydes et les dihydriols formés présentent en effet une forte toxicité qui varie en fonction des HAP considérés. Ces composés présentent tout d'abord une toxicité aiguë qui peut engendrer la mort d'un sujet en cas d'exposition à une forte dose. La toxicité est évaluée sur des mammifères comme la souris ; elle est exprimée par une DL50 qui représente la dose engendrant la mort (effet létal) de 50% des sujets. Par exemple, les DL50 sur souris du naphtalène et du benzo(a)pyrène sont respectivement de 533 et 1600 mg kg⁻¹ (Shopp et al., 1984 ; Awogi et Sato, 1989). La toxicité aiguë n'est pas le problème majeur posé par les HAP car les concentrations nécessaires pour l'atteindre sont très élevées et donc rarement rencontrées dans l'environnement. Les HAP sont plus problématiques par la toxicité chronique qu'ils engendrent ; il s'agit d'un effet néfaste du composé, suite à l'exposition à une faible concentration pendant une longue période. Une intoxication chronique peut engendrer des effets divers. On distingue une toxicité systémique lorsqu'il y a une détérioration de certaines fonctions de l'organisme suite à une longue exposition. Sur le long terme, les HAP induisent des troubles hépatiques et hématologiques (Bouchez et al., 1996). La toxicité chronique des HAP peut également se traduire par des mutations dans le patrimoine génétique des personnes exposées. Certains HAP sont classés par l'union européenne comme étant génotoxiques (suspectés ou avérés). La génotoxicité définit le pouvoir mutagène d'une molécule comme sa capacité à créer des mutations dans l'ADN. Ces
modifications de l'information génétique peuvent avoir des conséquences plus ou moins grandes. Parfois les mutations sont rapidement réparées, parfois elles peuvent aboutir à un effet cancérigène. La cancérogénicité d'une molécule définit son pouvoir à induire un cancer. Enfin, certains HAP ont un effet tératogène c'est-à-dire qu'ils sont capables de passer la barrière placentaire et ainsi induire des effets mutagènes et cancérigènes sur l'embryon.

### 1.3.2. Effet sur les écosystèmes

Les HAP ont un effet néfaste sur les différentes espèces qui composent les écosystèmes. Tout d'abord, peu d'espèces sont capables comme les êtres humains de métaboliser les xénobiotiques afin de faciliter leur élimination. On observe alors une bioaccumulation des HAP dans différentes espèces vivant dans des zones contaminées. En milieu aquatique, de fortes concentrations en HAP sont retrouvées dans les mollusques, les crustacés et les poissons. Par exemple, le facteur de concentration (rapport entre la concentration en HAP dans une espèce et la concentration dans le milieu) de l'anthracène dans la carpe commune (*Cyprinus carpio*) est compris entre 903 et 2820 (Veith et al., 1979). En milieu terrestre, les études sur la bioaccumulation sont beaucoup moins nombreuses. Les HAP légers peuvent atteindre des concentrations élevées dans les organismes végétaux. Le passage dans la plante se fait majoritairement par voie aérienne et le transfert à travers les racines est très faible (Kipopoulou et al., 1999). L'accumulation des HAP dans les organismes vivants pose un double problème. Premièrement, certaines espèces accumulant les HAP sont des produits de consommation humaine. Des légumes ou des poissons contaminés peuvent donc induire des effets néfastes sur la santé humaine *via* le transfert dans la chaîne alimentaire. Deuxièmement, l'accumulation de HAP dans des organismes peut induire sur eux des effets toxiques et ainsi perturber l'équilibre des écosystèmes. Comme pour les êtres humains, une toxicité aiguë et une toxicité chronique des HAP sur les espèces animales et végétales sont définies. Les espèces aquatiques sont les plus étudiées et les toxicités aiguës et chroniques ont été estimées sur des invertébrés, des poissons et des organismes benthiques. La toxicité aiguë est définie par la CI50 ou concentration inhibant l'activité de 50 % des sujets de l'étude. La CI50 (48 heures) sur la puce d'eau (*Daphnia magna*) du naphtalène est de 1,5 mg L⁻¹. Elle est de 0,12 mg L⁻¹, 25 mg L⁻¹ et 2,7 µg L⁻¹ pour respectivement l'acénaphtène, le pyrène et le benzo(a)pyrène (Vindimian, 2001). Certains HAP comme le pyrène présentent une faible toxicité dans les conditions standards de laboratoire mais deviennent beaucoup plus toxiques s'ils sont soumis à un rayonnement UV naturel. On parle de photo-toxicité des HAP ou toxicité indirecte (McDonald et Chapman, 2002). En milieu terrestre, la toxicité des HAP a également été mise en évidence sur certaines espèces végétales comme l'avoine (*Avena sativa*), mais également sur des collemboles (*Folsoma candida*) et des annélides (*Eisena foetida*) (Mitchell et al., 1988 ; Sverdrup et al., 2003).
## 2. Les sols contaminés aux HAP

Les HAP que l'on retrouve dans les sols peuvent avoir une origine pyrolytique et pyrogénique. En ce qui concerne les HAP d'origine pyrolytique, différents types de combustion mènent à la formation de HAP. Des combustions naturelles tels les feux de forêts sont à l'origine de HAP. Cependant, leur dissémination par ce type de combustion est considérée comme mineure et, dans l'état actuel des connaissances, celle-ci ne pose pas de problèmes environnementaux (Sims et Overcash, 1983). La combustion au sein des moteurs à explosion utilisés pour la motricité des véhicules depuis un siècle induit également la formation de HAP. Le trafic routier est donc à l'origine d'une pollution que l'on trouve majoritairement dans les sols situés à proximité des axes routiers (Tankari Dan-Badjo et al., 2007). Les teneurs rencontrées dans ce type de sols sont relativement faibles mais ces sols sont parfois le support d'une activité agricole. Le troisième type de combustion à l'origine d'une production de HAP est la combustion de matières organiques fossiles au niveau industriel. Depuis la fin du 18ème siècle la houille est transformée par pyrolyse afin d'obtenir un combustible à forte énergie calorifique : le coke. Il est utilisé en sidérurgie pour fabriquer de la fonte dans les hauts-fourneaux. Cette transformation de la houille est pratiquée dans des usines appelées "cokeries". La distillation de la houille produit également un sous-produit utilisé du début du siècle jusque dans les années 60 : le gaz de ville. Celui-ci pouvait être utilisé à des fins énergétiques dans des usines ou pour des usages domestiques et l'éclairage urbain. Cette transformation de la houille en gaz de ville était réalisée dans des usines appelées "usines à gaz". Ces trois types d'industries (cokeries, hauts-fourneaux, usines à gaz) ont donc produit d'importantes quantités de HAP qui ont contaminé les sols par déposition atmosphérique sous forme de **suies**, étant donné les faibles mesures de traitement des fumées de l'époque. Ces mêmes industries sont la cause d'une contamination des sols par des HAP d'origine pyrogénique. Le procédé de pyrolyse du charbon décrit ci-dessus induit la formation d'un sous-produit : le **goudron de houille**. En effet, la pyrolyse de 100 kg de houille produit de 70 à 85 kg de coke, 2 à 6 kg de goudron et 10 à 20 kg de gaz (Isler, 1991). Un goudron de houille est un matériel amorphe constitué d'un mélange de nombreux composés organiques aromatiques incluant des HAP de hauts poids moléculaires séquestrés ou dissous dans une phase liquide dense non aqueuse (DNAPL, « dense non-aqueous phase liquid »). Selon la composition du goudron, son état physique peut être solide ou liquide (Bayard et al., 2000). Le pourcentage massique de HAP dans le goudron de houille varie de 2 à 35% (Lee et al., 1992). Le procédé de cokéfaction impose parfois le fioulage de la houille à hauteur de 1 à 2‰. Cet ajout de fioul a pour effet l'amélioration des qualités thermiques du charbon ainsi que l'amélioration de l'écoulement du charbon humide au cours du procédé (Isler, 1991). Le fioul contient également une proportion massique en HAP variant de 1,5 à 3%. Pour se rendre compte des quantités de goudron produites et de fioul utilisées, voici quelques chiffres concernant la plus grande cokerie de France, la cokerie de Drocourt dans le Pas-de-Calais. En pleine activité en 1969, cette cokerie produisait 5000 tonnes de coke par jour à partir de 6500 tonnes de houille qui généraient 250
tonnes de goudron et consommait 7 tonnes de fioul chaque jour. Compte tenu des quantités de matières ayant transité dans les industries, les activités de production, de transformation et d'utilisation de la houille ont été des causes majeures de contamination des sols par des hydrocarbures aromatiques polycycliques.

En France, près de 750 sites contaminés par des HAP sont recensés (base de données BASOL). Les surfaces contaminées, et donc les volumes de sols, sont très élevés. En Lorraine par exemple, 6000 hectares de sols contaminés aux HAP sont recensés. Ces sols ont des concentrations en HAP variables en fonction des situations. Elles peuvent atteindre plusieurs dizaines de grammes de HAP par kg de sol. Aujourd'hui les activités sidérurgiques se sont modernisées et sont ainsi beaucoup moins polluantes que par le passé. Les sols fortement contaminés aux HAP se trouvent donc sur des terrains qui abritaient des activité de production ou de transformation de la houille et qui on été démantelées il y a plusieurs années voire plusieurs dizaines d'années : on parle de friches industrielles.

### 3. Gestion des sols de friches industrielles contaminées aux HAP

Selon la législation française, le mode de gestion des friches est fonction d'une évaluation des risques. Le risque évalué tient compte d'une source de danger, d'une cible et d'une voie d'exposition. Les évaluations des risques tiennent compte de valeurs guides définies par le bureau de recherches géologiques et minières (BRGM). Les valeurs de définition de source-sol (VDSS) permettent d'identifier la source de pollution constituée par un sol, de délimiter sa surface (Tableau 2). Dans le cas où le sol est un milieu d'exposition, les valeurs de constat d'impact (VCI) permettent de définir si la pollution a un impact sur la santé humaine et ce, en considérant les différentes voies d'exposition (inhalation, ingestion, contact cutané). Les VCI sont fonction de l'usage des sols. Un usage sensible correspond par exemple à une zone résidentielle avec présence de potagers. Un usage non sensible est un sol présent en zone industrielle. Ces valeurs sont utilisées pour l'évaluation des risques et la classification des sites mais ne représentent pas des seuils de réhabilitation ou de dépollution.

<table><caption>Tableau 2 : Valeurs seuils pour les HAP dans les sols. VDSS (Valeur de définition de source-sol) et VCI (Valeur de constat d'impact).</caption><thead><tr><th>Concentration (mg kg<sup>-1</sup> MS)</th><th>VDSS</th><th>VCI usage sensible</th><th>VCI usage non sensible</th></tr></thead><tbody><tr><td>Naphtalène</td><td>23</td><td>46</td><td>-</td></tr><tr><td>Fluoranthène</td><td>3050</td><td>6100</td><td>-</td></tr><tr><td>Chrysène</td><td>5175</td><td>10350</td><td>25200</td></tr><tr><td>Benzo(a)anthracène</td><td>7</td><td>13,9</td><td>252</td></tr><tr><td>Benzo(k)fluoranthène</td><td>450</td><td>900</td><td>2520</td></tr><tr><td>Benzo(a)pyrène</td><td>3,5</td><td>7</td><td>25</td></tr><tr><td>Indéno(1,2,3-cd)pyrène</td><td>8</td><td>16,1</td><td>252</td></tr></tbody></table>
Lorsque l'évaluation des risques montre qu'un site contaminé présente des risques, la pollution
doit être traitée. Il existe actuellement plusieurs moyens de remédier les sols contaminés par des
HAP. Les techniques les plus communes sont listées ci-après. **Le bioventing** est une des rares
techniques dite *in situ* c'est-à-dire que la décontamination se fait dans le sol en place sans
l'excavation de celui-ci. Cette technique consiste à injecter dans le sol des éléments permettant
de favoriser l'activité microbienne (oxygène et nutriments qui peuvent parfois être les facteurs
limitant la biodégradation). Cette technique qui respecte l'intégrité du sol possède des limites
dues à l'hétérogénéité du sol et la faible biodisponibilité des contaminants. Ensuite, les trois
autres techniques exposées ici sont des techniques dites *ex situ* c'est à dire qu'elles nécessitent
l'excavation du sol avant sont traitement. **Le landfarming** et le **traitement en biopile** font appel,
comme le bioventing, à la capacité des micro-organismes du sol à dégrader les HAP. Lors d'un
landfarming, les sols excavés sont étalés sur de grandes surfaces et sur une faible épaisseur. Le
seul retournement des sols suffit alors à apporter l'oxygène nécessaire au fonctionnement
biologique. Lors d'un traitement en biopile, les sols sont entassés sous forme d'andains et de
l'eau, de l'oxygène et des nutriments peuvent être apportés au sein du tas. Enfin, la technique la
plus radicale est la **désorption thermique**. Elle consiste en la volatilisation des HAP dans des
fours dont la température avoisine les 500°C suivie d'une combustion des polluants dans un four
d'environ 1000 °C. Cette méthode est efficace mais induit la perte des fonctionnalités du sol.
Toutes ces techniques présentent l'inconvénient d'être coûteuses. La contrainte économique est
souvent une limite car les friches industrielles sont généralement de grandes tailles (énormes
volumes de sols à traiter).

Devenir des HAP dans les sols

Le devenir des HAP dans les sols dépend de leurs interactions avec la matrice solide. Cette
matrice solide est très complexe du point de vue de sa composition et de son organisation. De
plus, plusieurs processus physico-chimiques se mettent en place entre les HAP et la matrice
adsorbante. Ces processus font passer les HAP d'un statut dit "disponible" à un statut "non
disponible " et inversement. De ce partage entre ces deux compartiments de HAP dépend
l'évolution des teneurs en HAP dans les sols au cours du temps.

1. La matrice solide des sols

La matrice solide est constituée d'une composante minérale et d'une composante organique.
Elles sont liées entre elles pour former des structures telles les associations organo-minérales et,
à une plus grande échelle, les agrégats. La matière organique du sol est souvent considérée
comme étant le puits principal des HAP alors que l'interaction avec la phase minérale est dite
négligeable (Murphy et al., 1990 ; Appert-Collin et al., 1999). Cependant, la surface d'échange d'une matière organique dépend de sa propre interaction avec la matrice solide. La capacité d'adsorption des HAP par un sol va donc dépendre de la conformation des associations organo-minérales (Hwang et Cutright, 2002 ; Hwang et Cutright, 2003), de la quantité de matière organique et de ses caractéristiques chimiques (Piatt et Brusseau, 1998 ; Karl et al., 1999). Les propriétés chimiques de la matière organique du sol influencent leur capacité à interagir avec les HAP. Ces propriétés sont elles-mêmes dépendantes de l'origine de la matière organique.

## 1.1. La matière organique naturelle

La matière organique naturelle des sols provient de la décomposition et du métabolisme des organismes végétaux, animaux et microbiens qu'ils comportent. La matière organique naturelle macromoléculaire du sol est constituée d'une grande diversité de composés (Leboeuf et Weber, 2000). Ces matières organiques sont classées en fonction de leur maturation dans le sol. Les matières organiques les moins évoluées sont des **biopolymères** tels les polysaccharides, les lipides et les lignines. Les **acides humiques et fulviques** ainsi que l'**humine** sont des composés issus de la maturation de ces biopolymères. La maturation de la matière organique a pour effet d'augmenter la polymérisation de sa structure et donc son aromaticité, son poids moléculaire et sa rigidité. Par voie de conséquence, la maturation d'une matière organique diminue sa dégradabilité par les micro-organismes du sol. Les matières organiques naturelles, les plus étudiées, ont initialement été classées en fonction du niveau de condensation de leur structure et de leur affinité pour les composés organiques hydrophobes (Pignatello et Xing, 1996). Un domaine expansé, amorphe, composé d'un carbone "mou" de type gel s'opposait à un domaine condensé, composé de carbone dur". Ce domaine condensé était suspecté contenir une microporosité à l'échelle du nanomètre ou moins, jouant un rôle sur l'interaction avec les HAP (Xing, 1997 ; Pignatello, 1998). Cette différenciation a été prouvée et précisée par la découverte du phénomène de température de transition vitreuse qui définit la température à laquelle la matière organique passe d'une structure **vitreuse** à une structure moins condensée dite **caoutchouteuse** (Leboeuf et Weber, 1997 ; Leboeuf et Weber, 1999). Lorsque cette température notée Tg est proche de la température naturelle, le composé en question se trouve alors sous une forme caoutchouteuse. Inversement, si la Tg est très élevée, le composé organique se trouve naturellement sous une forme vitreuse. La composition chimique et le degré de polymérisation différents pour ces différents types de matière organique induisent des comportements contrastés vis-à-vis des HAP. Ils sont explicités dans les paragraphes suivants. Toutes les molécules organiques ont une température de transition vitreuse et peuvent donc être définies comme étant dans des états caoutchouteux ou vitreux. Cependant, pour certains auteurs, les substances humiques du sol peuvent posséder les deux états au sein d'une même macromolécule (Pignatello, 1998). La Figure 2 montre que le centre d'une macromolécule se
trouve dans un état vitreux alors que la périphérie est plus expansée et donc dans un état
caoutchouteux. La condensation d'une macromolécule organique est augmentée par les cations
di- et trivalents qui lient les différents brins organiques (Pignatello, 1998). La nanoporosité est
donc moins élevée dans les régions condensées de la matière organique que dans les régions
expansées.

<figure><img src="image_3.png" /></figure>

Figure 2 : Modèle théorique d'une matière organique naturelle macromoléculaire (Pignatello, 1998).
Des brins d'acides organiques reliés entre eux par des ponts cationiques forment un réseau plus ou
moins condensé. La diffusion des HAP dans le réseau dépend de son niveau de condensation.

1.2. La matière organique anthropogénique

La matière organique anthropogénique est une matière organique qui n'est pas formée au cours
de processus pédologiques. Sa formation est la conséquence de conditions extrêmes de
pression et/ou de température rencontrées lors de phénomènes géologiques (fossilisation de
matière organique) et de procédés industriels (combustion). La **houille et le charbon** sont des
matières organiques formées lors de phénomènes géologiques et peuvent être apportées dans
des sols si elles sont extraites du sous-sol afin d'être utilisées comme combustible. Le **goudron
de houille** provient de la distillation de la houille alors que ce procédé industriel peut également
mener à la formation d'autres matières organiques anthropogéniques comme les **suies**. Ces
matières organiques possèdent des propriétés particulières, différentes des matières organiques
naturelles. Elles sont alors regroupées sous le terme de "**black carbon**". Ces composés
possèdent comme points communs une structure tridimensionnelle composée de feuillets
aromatiques superposés, une surface spécifique élevée (Jonker et al., 2005) ainsi qu'une forte
microporosité (Rockne et al., 2002 ; Kwon et Pignatello, 2005 ; Brandli et al., 2008). Le **black
carbon** est suspecté avoir une grande influence sur le devenir des HAP dans les sols de friches
étant donné la très forte affinité des HAP pour cette matrice. Cependant, la matière organique
naturelle, en se liant au **black carbon** peut en affecter les propriétés de surface (Kwon et
Pignatello, 2005).

Nous avons vu que certains composés comme le goudron de houille jouent à la fois le rôle de
source et de sorbant des HAP. Pour comprendre le devenir des HAP dans les sols de friches, il nous manque donc des informations sur la proportion de matière organique naturelle et de *black carbon* dans le stock global de carbone organique de ces sols. De plus, nous ignorons la distribution du *black carbon* dans les sols et l'existence ou non de son incorporation au sein d'associations organo-minérales. Enfin, le devenir du *black carbon* est totalement ignoré suite à son incorporation dans les sols.

## 2. Interactions entre les HAP et la matrice solide

Lors de la mise en contact des HAP et de la matrice solide du sol, différents mécanismes se mettent en place. D'une manière générale, ces mécanismes induisent le passage de HAP d'une forme disponible à une forme non disponible. Cependant, dans des conditions particulières, les mêmes mécanismes en sens inverse peuvent rendre les HAP disponibles.

### 2.1. L'adsorption

#### 2.1.1. Définition du processus

L'adsorption des HAP est un processus physique qui lie les molécules à la surface des composantes solides du sol. Cette liaison met en jeu de faibles liaisons de type forces de Van der Waals. L'adsorption est le principal processus qui induit le passage des HAP disponibles en une forme non disponible (Richnow et al., 1995 ; Bosma et al., 1997 ; Semple et al., 2003 ; Johnsen et al., 2005). En effet, il est souvent considéré que les micro-organismes ne peuvent absorber des HAP que s'ils sont présents dans la phase aqueuse du sol (Johnsen et al., 2005). Mais cet aspect est controversé ; des micro-organismes sont capables de dégrader les HAP présents dans le sol sous une forme adsorbée (Tang et al., 1998 ; Feng et al., 2000). D'autres auteurs considèrent même que l'adsorption augmente la minéralisation des HAP car les micro-organismes dégradants s'adsorbent sur les associations organo-minérales du sol (Laor et al., 1998). Cependant, dans les travaux cités ci-dessus, il est probable que les auteurs aient observé une désorption des composés, facilitée par les surfactants bactériens plutôt qu'une biodégradation de la fraction adsorbée. L'adsorption dont on parle dans ce paragraphe est exclusivement un mécanisme de surface et ne prend pas en compte la migration des solutés au sein de molécules structurées. La présence de matière organique soluble dans une solution, c'est-à-dire une matière organique sans structure, diminue la minéralisation du phénanthrène (Hatzinger et Alexander, 1995). L'adsorption peut en théorie avoir lieu sur toutes les surfaces du sol. Il existe en effet une adsorption des HAP sur la fraction minérale du sol (Müller et al., 2000). Mais cette adsorption est minime si les argiles ne possèdent pas un enduit de matière organique (Murphy et al., 1990). Comme indiqué précédemment, c'est la matière organique du sol qui est le principal sorbant des HAP (Appert-Collin et al., 1999). On parlera donc d'adsorption sur les associations organo-minérales. L'intensité d'une adsorption dépend donc de la nature des argiles et de la quantité et de la nature des matières organiques qui y sont adsorbées, plus
généralement de la conformation des associations organo-minérales (Hwang et al., 2002 ; Hwang et al., 2003). L'adsorption des matières organiques sur les argiles comme l'adsorption des HAP sur les matières organiques augmentent avec l'aromaticité de ces matières organiques (c'est-à-dire quand le rapport oxygène/carbone (O/C) diminue) (Murphy et al., 1990). Un sol avec une matière organique composée de beaucoup d'acides humiques adsorbe donc plus les HAP que le sol dont la matière organique est surtout composée d'acides fulviques (Piatt et Brusseau, 1998 ; Karl et al., 1999). L'affinité des HAP pour les matières organiques anthropogénique tels le charbon ou le goudron de houille (regroupés sous le terme de "black carbon") est 10 à 1000 fois plus élevée que pour les matières organiques naturelles (Jonker et Koelmans, 2002 ; Cornelissen et al., 2004 ; Jonker et al., 2005). L'augmentation de la quantité de HAP adsorbés avec l'augmentation de molécules organiques adsorbées sur des argiles est linéaire jusqu'à un plateau à partir duquel la surface d'échange de la matière organique n'augmente plus (Murphy et al., 1990). Nous pouvons donc conclure que la matière organique du sol joue le rôle d'adsorbant des HAP et que les argiles minérales permettent la stabilisation et l'augmentation de la surface d'échange des matières organiques. En effet, l'adsorption qui est un phénomène de surface est d'autant plus intense que la surface d'échange entre la matrice solide et la solution du sol est importante. De plus, les conditions physico-chimiques du sol et les HAP influent sur les forces de sorption ; l'adsorption est d'autant plus élevée que le pH est faible (Laor et al., 1998 ; Yang et al., 2001 ; Ping et al., 2006), que la force ionique de la solution du sol est faible (Jones et Tiller, 1999), que la température est faible (Ping et al., 2006) et que la masse moléculaire du HAP est élevée (et donc sa solubilité faible).

## 2.1.2. Modélisation de l'adsorption

L'adsorption des HAP sur les associations organo-minérales est un mécanisme à cinétique rapide. Afin de tracer une cinétique d'adsorption et d'observer cette liaison rapide entre les HAP et le sol, une solution contenant une concentration donnée de HAP doit être préparée et un sorbant (le sol dans notre cas) doit être ajouté. Le suivi de la quantité adsorbée montre une adsorption rapide au début puis un ralentissement jusqu'à atteindre un plateau lorsque l'équilibre entre la phase adsorbée et la phase dissoute est atteint. Cette cinétique permet de déterminer une quantité de HAP adsorbée ($q_{ads}$) en fonction d'une concentration du HAP en solution à l'équilibre ($C_{eq}$). Le paramètre $q_{ads}$ peut être obtenu pour différentes concentrations à l'équilibre ($C_{eq}$). Ces couples de données permettent de tracer les isothermes d'adsorption. Ce sont ces courbes qui vont permettre d'évaluer les capacités d'adsorption des HAP sur un sol et ainsi la baisse de disponibilité potentielle par ce mécanisme. La forme des isothermes d'adsorption est variable en fonction de la matrice adsorbante et notamment du nombre de sites d'adsorption et de l'affinité des HAP pour ceux-ci. Les isothermes d'adsorption les plus fréquemment rencontrées montrent une linéarité de la courbe pour de faibles concentrations en HAP à l'équilibre, puis un aplanissement de cette courbe pour des concentrations plus élevées. A de faibles
concentrations, ce type de courbe montre que les HAP présentent une forte affinité pour la matrice solide car les sites d'adsorption les plus favorables énergétiquement sont occupés en premier. Pour des concentrations en HAP plus élevées, cette affinité diminue car des sites moins favorables énergétiquement sont occupés. Ce type de courbe est souvent modélisé par un modèle de Freundlich décrit par l'équation suivante :

$$q_{\text{eq}}=K_{\text{f}}C_{\text{eq}}^{n_{\text{f}}} \text{ avec } n_{\text{f}}<1 \quad (\text{Eq. 1})$$

Où $q_{\text{eq}}$ est la quantité de HAP adsorbé à l'équilibre en mg kg⁻¹ de sol, $C_e$ la concentration en soluté dans la phase aqueuse à l'équilibre en mg L⁻¹, $K_f$ le coefficient de distribution de Freundlich qui dépend du nombre total de site d'adsorption et $n_f$ est l'exposant de Freundlich qui est fonction de la distribution des énergies d'adsorption.

Il est possible de faire une approximation linéaire de ce modèle d'adsorption. En effet, les travaux sur les isothermes d'adsorption montrent que le coefficient $n_f$ est souvent égal ou proche de 1. Dans ce cas, l'expression de l'isotherme d'adsorption devient :

$$q_{\text{eq}}=K_{\text{d}}C_{\text{eq}} \quad (\text{Eq. 2})$$

où $K_d$ est un coefficient de partage entre la phase solide et la phase liquide exprimé en L Kg⁻¹. Cette approximation est valable pour des $n_f$ compris entre 0,8 et 1,1 (Baer et Calvet, 1999). Le partage d'un HAP entre la phase liquide et la phase solide dépend du principal sorbant des polluants organiques, la matière organique du sol. C'est pourquoi, le coefficient $K_d$ peut être normalisé en le rapportant à la teneur en carbone organique du sol, ce qui conduit à la définition du nouveau coefficient de partage :

$$K_{\text{oc}}=\frac{K_{\text{d}}}{f_{\text{oc}}} \quad (\text{Eq. 3})$$

Où $f_{\text{oc}}$ est la teneur en carbone organique du sol. Cette approximation doit être considérée avec prudence car elle induit l'hypothèse rejetée que toutes les matières organiques possèdent les mêmes propriétés d'adsorption. En effet, l'affinité des HAP pour le *black carbon* par exemple est plus élevée que pour les autres matières organiques (Gustafsson et al., 1997 ; Cornelissen et Gustafsson, 2004).

## 2.2. La désorption

La désorption est le mécanisme inverse qui induit le passage de HAP adsorbés et donc non disponibles sous la forme disponible c'est-à-dire en phase aqueuse. Dans le contexte d'un sol de friche industrielle, l'adsorption des HAP sur la matrice solide a probablement eu lieu lors de la contamination il y a plusieurs dizaines d'années. Aujourd'hui, compte tenu du vieillissement de la contamination, de la quantité de HAP adsorbée sur la matrice solide du sol et de la dissipation des HAP se trouvant en phase liquide, il est probable que la désorption soit le mécanisme
principal ayant lieu dans ces sols. En théorie, une isotherme de désorption pourrait être décrite par le même type de loi de partage que celle donnée pour décrire une isotherme d'adsorption. Cependant, les expériences montrent que la totalité des HAP adsorbés sur un sol ne peuvent pas se désorber. L'adsorption n'est donc pas un phénomène totalement réversible (Ressler et al., 1999). Cette non réversibilité est probablement la cause de la mise en place d'autres mécanismes que la simple adsorption durant le temps de contact entre le HAP et le sol. Ces mécanismes seront discutés ultérieurement. Cette différence entre la quantité adsorbée et la quantité désorbée est définit par le terme d'hystérèse (Pignatello et Xing, 1996). L'hystérèse se traduit donc par une non superposition des isothermes d'adsorption et des isothermes de désorption. La différence entre les deux augmente avec le vieillissement de la pollution.

## 2.3. La diffusion

La non superposition des isothermes d'adsorption et de désorption met en évidence l'intervention d'autres mécanismes dans le sol que la simple adsorption de surface des HAP sur les composantes solides du sol. La **séquestration**, mécanisme à cinétique plus longue que l'adsorption (Kottler et Alexander, 2001), se définit comme étant la **diffusion** des HAP dans les microporosités du sol (Hatzinger et Alexander, 1995 ; Nam et Alexander, 1998 ; Bogan et Sullivan, 2003). La diffusion de solutés a toujours lieu entre un compartiment concentré en ce composé à un compartiment moins concentré. La loi de Fick définit le flux de diffusion J d'un soluté comme la quantité de substance traversant une surface donnée, pendant un temps donné. Ce flux s'exprime de la manière suivante :

$$J = -D \cdot \frac{\delta C}{\delta x} \qquad (\text{Eq. 4})$$

Où J est le flux de diffusion (g cm⁻² s⁻¹), δC/δxC est le gradient de concentration en soluté entre les points x1 et x2 et D est le coefficient de diffusion (m² s⁻¹). La diffusion est le deuxième mécanisme important qui induit le passage des HAP disponibles sous une forme non disponible. Cette diffusion est d'autant plus intense que le temps de contact entre la matrice solide et les HAP est long. La séquestration augmente donc avec le vieillissement d'une contamination (Bogan et Sullivan, 2003). La diffusion aboutissant à une séquestration des HAP peut avoir lieu dans les micropores de la composante minérale du sol. Elle peut également avoir lieu dans la phase peut condensée de la matière organique du sol. La diffusion est retardée par l'adsorption. Un contaminant diffusant à travers l'eau des pores dans le sol s'adsorbe aux surfaces dans les nano et micropores du sol contenant un peu de matière organique. Seule la fraction restant en phase aqueuse suite au partage contrôlé par les lois de l'adsorption est susceptible de diffuser. Comme l'adsorption, l'intensité de la diffusion dépend des propriétés chimiques des HAP mais aussi des caractéristiques physicochimiques des sols. La séquestration dans les micropores
diminue avec l'augmentation de la masse moléculaire des HAP. Ceci est la conséquence de la solubilité plus importante des HAP légers ainsi que de l'encombrement stérique des HAP à masse moléculaire élevée (Saison, 2001).

La **déséquestration** correspond à la **diffusion** des HAP de la microporosité du sol jusqu'à l'eau mobile. La déséquestration a donc pour effet d'apporter des HAP jusqu'aux micro-organismes du sol et donc de changer des HAP non disponibles en HAP disponibles. Dans le contexte des friches industrielles, les HAP sont majoritairement séquestrés et la dégradation par la microflore va dépendre de la diffusion des HAP des sources jusqu'aux cellules microbiennes (Bosma et al., 1997 ; Johnsen et al., 2005). Une déséquestration des HAP peut également avoir lieu par remobilisation lors de la dégradation bactérienne de la matière organique du sol (Eschenbach et al., 1998).

### 3. Statut des HAP dans les sols : HAP disponibles et non disponibles

Selon l'intensité des interactions évoquées précédemment entre les HAP et la matrice solide du sol, les HAP peuvent se trouver sous deux formes différentes, disponible ou non disponible. **La disponibilité des HAP désigne la forme sous laquelle ceux-ci peuvent potentiellement subir des processus biologiques, chimiques et physiques.** Ces processus subis par les HAP disponibles peuvent mener à leur dissipation. Comme nous verrons dans un paragraphe ultérieur, cette dissipation peut avoir lieu par des processus biologiques (biodégradation, absorption végétale), chimique (oxydation) ou physique (lixiviation). Cependant, compte tenu des caractéristiques chimiques des HAP (hydrophobie, faible volatilité), la biodégradation est le processus majoritaire (Johnsen et al., 2005). C'est la raison pour laquelle de nombreux auteurs préfèrent parler de **biodisponibilité** plutôt que de disponibilité. La biodisponibilité est le statut des HAP qui sont soumis à l'action des micro-organismes et qui peuvent donc être potentiellement biodégradés (dégradation, transformation). La Figure 3 représente schématiquement le partage entre les HAP biodisponibles et non biodisponibles. Dans le cadre de ce travail, afin d'éviter tout *a priori* sur les modes de dissipation de HAP, nous garderons le terme général de **disponibilité**. De plus, la disponibilité et la biodisponibilité des HAP font souvent référence à des molécules se trouvant sous la même forme c'est à dire en phase aqueuse ou faiblement adsorbées à la surface d'une molécule organique. Il est donc possible de distinguer les deux statuts par des protocoles de dégradation biologique mais ce n'est pas le cas avec des protocoles d'extractions physiques ou chimiques. Lors de l'utilisation de tels protocoles d'extraction, les auteurs emploient souvent le terme d'extractibilité des HAP. Les HAP extractibles sont des HAP pouvant être mobilisés par un protocole d'extraction donné, ceux-ci étant plus ou moins corrélés à la quantité de HAP disponibles.
<figure><img src="image_4.png" /><figcaption>Figure 3 : Concept de la biodisponibilité avec différenciation des HAP biodisponibles et non biodisponibles (adsorbés ou séquestrés) (Semple et al., 2003).</figcaption></figure>

## 4. Disponibilité des HAP dans le contexte des sols de friches

Dans un contexte de sol de friche industrielle contaminée par des HAP, le vieillissement de la contamination a induit une adsorption et une diffusion des HAP à l'intérieur de la microporosité du sol (Figure 4). Le vieillissement de la contamination fait référence au temps de contact entre les HAP et la matrice solide du sol. Durant ce temps de contact qui est de plusieurs dizaines d'années pour les sols de friches industrielles, différents processus se sont mis en place dans les sols et ont provoqué un passage des HAP de la forme disponible à la forme non disponible. Aujourd'hui, la quantité de HAP en phase aqueuse est minime. Les polluants sont majoritairement séquestrés dans le domaine vitreux de la matière organique. Ce domaine regroupe la matière organique naturelle condensée ainsi que la matière organique anthropogénique. C'est la raison pour laquelle les HAP se trouvent majoritairement sous une forme non disponible dans les sols de friches industrielles (Hawthorne et al., 2002). La désorption et la déséquestration sont donc les deux mécanismes qui peuvent rendre disponibles les HAP dans ces sols. Ces mécanismes ne peuvent avoir lieu qu'en cas de contact entre les surfaces adsorbantes et la phase aqueuse. Notons que dans les sols de friches industrielles, les surfaces minérales ou organiques peuvent parfois être recouvertes de précipités inorganiques comme la calcite qui rendent les échanges avec la phase aqueuse impossible. On parle dans ce cas d'encapsulation (Luthy et al., 1997). Compte tenu des fortes teneurs en calcaire des sols de friches industrielles, il est très probable que l'encapsulation des agrégats par des carbonates soit un mécanisme empêchant la déséquestration des HAP. De plus, il est possible de trouver dans les sols de friches des DNAPL qui limitent également les processus de désorption et de diffusion.
<figure><img src="image_5.png" /><figcaption>Figure 4 : Concept d'évolution des HAP dans un sol de friches industrielle et mise en évidence de la distribution différente des HAP à la suite de la contamination et après leur vieillissement (adapté de Pan et al, 2008).</figcaption></figure>

## 5. Comment mesurer la disponibilité des HAP dans les sols de friche ?

La mesure de la disponibilité des HAP dans des contextes agricoles ou de contaminations récentes est bien documentée. Les méthodes de mesure existantes se classent en trois catégories, **les méthodes à cible biologique, les extractions par solvant et les extractions en phase solide**. Cependant, une controverse existe sur le protocole à utiliser pour la mesure de la disponibilité des HAP dans le contexte particulier des sols de friche.

La méthode à cible biologique est la méthode la plus couramment utilisée pour mesurer la fraction disponible de HAP. Elle consiste en la mesure de la fraction dégradée par les microorganismes du sol lors d'une incubation du sol dans des conditions optimales de biodégradation (Kelsey et al., 1997). Ces conditions sont une biomasse microbienne dégradante active et non limitante dans le sol ainsi que des conditions de croissance et de dégradation favorisant la dégradation des HAP. En cas de microflore dégradante limitante, un inoculum bactérien peut être
apporté au sol. Cependant, la sensibilité de cette méthode n'a pas été vérifiée. Il est probable qu'elle soit insuffisante pour déterminer les faibles disponibilités rencontrées dans notre contexte.

Les méthodes d'extraction par des solvants ont pour objectif de faciliter la détermination de la fraction disponible de HAP par rapport à la méthode biologique. L'extraction des HAP par le solvant peu agressif qu'est le "butanol" montre une corrélation entre la fraction de HAP biodégradée et la fraction extraite au butanol (Kelsey et al., 1997 ; Tang et Alexander, 1999 ; Liste et Alexander, 2002). Cette corrélation n'est pas montrée lors de l'extraction du sol avec un mélange méthanol/eau (Eschenbach et al., 1998), ni avec une solution d'éthanol 71% (Chung et Alexander, 1998).

Les méthodes d'extraction en phase solide utilisent de nombreuses phases ayant une forte affinité pour les composés hydrophobes comme les HAP. Parmi ces phases solides, nous pouvons citer la cyclodextrine, le Tenax ou le XAD. La résine adsorbante polymérique Tenax® a fait l'objet de nombreux travaux. Les capacités de sorption de ce matériau permettent de s'en servir comme puits pour les composés organiques se désorbant d'un sol ou d'un sédiment (Pignatello, 1990). Pour ceci, la quantité de Tenax dans les suspensions de sol doit être dix fois supérieure à la quantité de carbone organique dans le sol pour que les HAP désorbés du sol se lient préférentiellement au Tenax plutôt qu'à la matière organique du sol (Subramaniam et al., 2004). Des expériences de désorption de HAP à partir d'un sol artificiellement contaminé montrent un compartiment rapidement désorbable après 6 heures de contact entre la solution de sol et le Tenax ainsi qu'un compartiment de HAP lentement désorbable (6 à 300 heures de contact) (Cornelissen et al., 1997 ; You et al., 2006). Les mêmes auteurs ont précisé que la fraction rapidement désorbable nécessitait un temps de contact variant de 6 à 30 heures en fonction du type de sol et de contamination (Cornelissen et al., 2001). Des expériences menées sur un sédiment contaminé permettent également de mettre en évidence deux fractions de HAP se distinguant par leurs vitesses de désorption (Cornelissen et al., 1998). Dans ce cas, la fraction facilement désorbable est transférée sur la résine après 20 à 50 heures de contact entre le Tenax et le sédiment. Les même auteurs montrent une proportionnalité entre la fraction rapidement désorbable et la fraction dégradée dans un système en biopile. D'autres auteurs utilisent un temps de contact supérieur entre la résine et la suspension (21 jours) afin de prendre en compte la fraction lentement désorbable et donc non disponible (Yang et al., 2001 ; Subramaniam et al., 2004). Pour certains sols d'anciennes usines à gaz, 55 jours de contact entre le sol et le Tenax sont nécessaires pour atteindre une vitesse de désorption des HAP nulle (Yeom et al., 1996).

Les différentes méthodes présentées aboutissent à l'obtention de disponibilités très variées en fonction des cas. Les fractions extraites sont plus ou moins corrélées à une fraction disponible. Tous les protocoles proposés ne sont donc pas adaptés pour réellement comprendre l'évolution des HAP dans un sol de friche industrielle. Une étude spécifique sur la mesure de la disponibilité
des HAP dans les sols de friches industrielles est donc nécessaire.

## 6. Processus majeur de dissipation des HAP : la dégradation microbienne

Nous nous concentrons dans cette partie sur le principal mécanisme de dissipation des HAP, la dégradation microbienne. En effet, il existe d'autres processus de dissipation comme l'oxydation chimique, la photo-oxydation, l'absorption végétale ou la lixiviation mais ceux-ci sont négligeables dans un contexte de contamination vieillie comme celui des sols de friches industrielles (Johnson et al., 2004).

La dégradation microbienne des HAP est un mécanisme majeur entraînant la dissipation des hydrocarbures aromatiques polycycliques. Plusieurs micro-organismes du sol sont capables de dégrader les HAP lorsqu'ils sont disponibles. Selon les micro-organismes considérés, la dégradation biologique des HAP peut remplir plusieurs fonctions (Cerniglia, 1984). Tout d'abord, on parle de dégradation assimilative lorsque des microorganismes utilisent les HAP comme source de carbone et d'énergie. D'autres microbes dégradent les HAP afin de détoxifier leur milieu et ce, en les rendant plus hydrophiles. Enfin, dans certains cas, les HAP sont dégradés par co-métabolisme, c'est-à-dire qu'il n'y a pas génération d'énergie ou de carbone pour le métabolisme cellulaire. Il s'agit d'une réaction enzymatique non spécifique qui engendre la dégradation de substrats autres que le substrat cible. Le co-métabolisme ne présente donc pas d'effet bénéfique pour l'organisme en question. En fonction des micro-organismes et des fonctions de la dégradation, les systèmes enzymatiques permettant d'aboutir à la dégradation des HAP sont différents. Tout d'abord, certaines espèces bactériennes appartenant à des groupes taxonomiques limités (Shingomonas, Pseudomonas, Burkholderia, Mycobacterium) possèdent le matériel enzymatique pour la dégradation des HAP (Kastner et Mahro, 1996 ; Johnsen et al., 2005). La dégradation par ces espèces bactériennes ne peut se faire que suite à une absorption des HAP car elles utilisent des dioxygénases intracellulaires. Les HAP sont alors oxydés en cis-dihydrodiols par l'incorporation de deux molécules d'oxygène (Figure 5). Cette molécule est transformée en catéchol (noyau aromatique avec deux hydroxyles) par l'action d'une déshydrogénase. Ce catéchol peut alors être dégradé par clivage du cycle aromatique. Cette dégradation bactérienne s'opère de manière intracellulaire et en condition aérobie du sol.
<figure><img src="image_6.png" /><figcaption>Figure 5 : Métabolisme bactérien des HAP (Juhasz, 2000). Des dioxygénases et deshydrogénases intra-cellulaires permettent la transformation des HAP en catéchol puis l'ouverture de leurs cycles aromatiques.</figcaption></figure>

De nombreux champignons ligninolytiques et non ligninolytiques ont également la capacité d'oxyder les HAP (Figure 6). Certains champignons non ligninolytiques attaquent les HAP au cours d'un processus de détoxification intracellulaire. Durant ce processus, les HAP sont oxydés en époxydes par une monooxygénase associée à un cytochrome P-450. Les époxydes sont alors transformés en trans-dihydriols ou en phénols, molécules qui peuvent se conjuguer. Des champignons ligninolytiques libèrent dans leur milieu des enzymes extracellulaires (on parle d'exo-enzymes) de type péroxydases et laccases. Ces enzymes ayant pour objectif premier la dégradation de la lignine ne sont pas spécifiques et oxydent ainsi une grande diversité de composés organiques. Les exo-enzymes produites par ces champignons peuvent en théorie diffuser dans la porosité du sol et ainsi oxyder des HAP considérés comme non disponibles pour la biomasse bactérienne. Même si nous ne connaissons pas l'intensité de ce processus de dégradation par rapport aux deux autres, il faut donc garder à l'esprit que le concept de Bosma et ses co-auteurs (Bosma et al., 1997), selon lequel seuls les HAP dissous peuvent être dégradés, a ses limites. Nous avons présenté ici les principales voies connues de biodégradation des HAP. Elles nécessitent toutes un environnement aérobie. Cependant, des études récentes montrent qu'une biodégradation anaérobie des HAP peut avoir lieu. Dans ce cas, les nitrates ou les sulfates sont utilisés comme accepteurs finaux d'électrons (Rockne et al., 2000). La biodégradation en conditions sulfato-réductrices est considérée comme négligeable par rapport à la biodégradation en condition aérobie et dénitrifiante (Leduc et al., 1992).
<figure><img src="image_7.png" /><figcaption>Figure 6 : Métabolisme fongique des HAP (Cerniglia, 1997). L'oxydation des HAP par les champignons peut être induite par des enzymes intra-cellulaires (monooxygénases associées à un cytochrome P-450) ou extra-cellulaires (péroxydases, laccases).</figcaption></figure>

Nous venons de montrer que certains micro-organismes du sol sont capables de dégrader les HAP en ouvrant les cycles aromatiques après un processus d'oxydation. Les principaux HAP (définis par l'US-EPA) possèdent de deux à six noyaux benzéniques et deux situations se présentent en fonction du nombre de cycles ouverts lors de l'attaque microbienne. La totalité des noyaux benzéniques d'un HAP peut être ouverte et on parlera alors de **minéralisation ou dégradation complète** du HAP. Dans ce cas, la molécule initiale est entièrement dégradée et tout le carbone est transformé en CO₂. Dans d'autres cas, les caractéristiques du sol et des HAP font que la biomasse microbienne ne parvient pas à ouvrir tous les noyaux benzéniques et les HAP restent alors dans une forme oxydée intermédiaire. Ces formes fonctionnalisées (catéchol, phénol, quinone) grâce à l'insertion de molécules d'oxygène ont un comportement très différent de leur molécule mère et peuvent se lier à la matière organique du sol en formant avec elle des liaisons covalentes (ester, éther ou carbone-carbone) donc irréversibles. On parle alors de **dégradation incomplète des HAP et formation de résidus liés** (Richnow et al., 1994 ; Richnow et al., 1998 ; Kastner et al., 1999). La liaison des HAP fonctionnalisés à la matière organique du sol est représentée sur la Figure 7. Ces molécules métabolisées et liées chimiquement ne sont plus considérées comme étant des HAP car n'étant plus susceptibles de revenir à leur état initial.
<figure><img src="image_8.png" /></figure>

Figure 7 : Formation de résidus liés après dégradation incomplète des HAP (Richnow et al., 1994). Lors de la dégradation incomplète des HAP, leur fonctionnalisation par l'insertion dans leur structure de molécules d'oxygène induit une liaison facilitée des HAP avec la matière organique du sol (et notamment les acides humiques).

Certains paramètres sont susceptibles de faire varier l'intensité de la biodégradation ainsi que la proportion de HAP transformés en résidus liés par rapport aux HAP totalement dégradés. Tout d'abord, les HAP à hauts poids moléculaires sont plus résistants à la biodégradation que les HAP légers (Richnow et al., 1997). De plus, la formation de résidus liés diminue avec l'augmentation de l'adaptation des micro-organismes du sol, c'est-à-dire avec l'augmentation du temps de contact entre les micro-organismes et les HAP (Richnow et al., 1998). Enfin, l'activité biologique du sol en général dépend des paramètres du sol (pH, O₂, Eh...) (Leduc et al., 1992).

## Influence de la rhizosphère sur le devenir des HAP

Nous venons de décrire les processus d'évolution des HAP dans un sol sans tenir compte de l'effet des plantes. Cette évolution est dépendante d'un paramètre clé qu'est la disponibilité des HAP, elle-même contrôlée par les processus d'adsorption et de diffusion. Or, malgré les fortes teneurs en polluants des sols de friches industrielles, ces derniers sont très souvent colonisés par des espèces végétales. Ces plantes induisent dans le sol qui entoure leurs racines, des conditions chimiques pouvant influencer les processus d'adsorption et de diffusion. La compréhension de l'effet des plantes sur la disponibilité des HAP est indispensable pour connaître leur évolution dans un contexte réel de friche industrielle. De plus, la connaissance des paramètres clés influençant la disponibilité des HAP est utile dans l'optique d'utiliser un couvert végétal pour accélérer ou ralentir leur dégradation.
# 1. La rhizosphère

La rhizosphère est définie comme étant le volume de sol sous l'influence des racines vivantes (Hiltner, 1904). Nous allons présenter ici les principaux **processus rhizosphériques** influençant les paramètres physico-chimiques du sol.

Tout d'abord, en pénétrant dans le sol, les racines sont susceptibles de casser des agrégats et ainsi de changer la structure du sol (Morel et al., 1991). Cet **effet physique** des racines est difficile à quantifier (Parrish et al., 2005). Les racines n'ont pas seulement un effet physique. En effet, elles sécrètent une grande quantité de composés de natures très diverses qu'elles libèrent dans la rhizosphère. Ces molécules sont regroupées sous le terme de rhizodépôts. Le processus par lequel les racines libèrent ces composés est la rhizodéposition. C'est l'**effet chimique** induit par la rhizodéposition qui influe le plus sur les caractéristiques du sol (Grayston et al., 1997 ; Jones, 1998 ; Nguyen, 2003). Nous pouvons distinguer deux types différents de rhizodéposition.

La libération d'ions dans la rhizosphère a pour but de maintenir un équilibre osmotique dans les tissus racinaires suite à l'absorption d'éléments nutritifs (Hinsinger, 2001). En effet, les plantes prélèvent les éléments minéraux (anions ou cations) dont elles ont besoin dans la solution du sol. L'azote minéral, indispensable à la croissance végétale est prélevé en grande quantité. Il peut se trouver dans le sol sous une forme réduite, l'ammonium ($NH_4^+$) ou sous forme oxydée, le nitrate ($NO_3^-$). Lors de prélèvement d'ammonium par une plante, le déficit électrique engendré est compensé par une libération de protons ($H^+$) qui acidifie la rhizosphère (Hinsinger et al., 2003). Au contraire, si la plante prélève plus d'anions comme le nitrate, que de cations, les racines libèrent dans la solution du sol des ions hydroxydes ($OH^-$). Il y a alors alcalinisation de la rhizosphère. Le flux de protons ou d'ions hydroxydes dépend ainsi de l'état d'oxydation de l'azote et de son mode de prélèvement par la plante. En conditions oxydantes, l'azote se trouve sous forme de nitrate. Sous un couvert de légumineuses, la plante fixatrice d'azote pourvoit à ses besoins en azote en utilisant majoritairement la molécule $N_2$ atmosphérique, électriquement neutre. Les besoins de la plante en éléments cationiques dépassent ainsi de beaucoup ceux en éléments anioniques, ce qui se traduit par une diminution systématique du pH dans la rhizosphère des légumineuses. De plus, la respiration des racines et des micro-organismes associés, par la production de $CO_2$, diminue également temporairement le pH de la rhizosphère.

Les molécules organiques constituent cependant la plus grande partie des rhizodépôts (Rovira, 1969) et ils induisent également un effet chimique dans la rhizosphère. Selon les auteurs, de 5 à 20% du carbone net fixé par la photosynthèse est libéré au niveau des racines (Collins et Reilly, 1968 ; Rittenhouse et Hale, 1971 ; Vancura et Stanek, 1975 ; Nguyen, 2003). Les rhizodépôts englobent un grand nombre de molécules organiques ayant des rôles distincts, les sécrétions de la coiffe ainsi que des exsudats racinaires. Les cellules de la coiffe racinaire sécrètent par un transport vésiculaire des polysaccharides de hauts poids moléculaires. Ces substances forment une couche appelée **mucilage** qui a pour fonction de faciliter la pénétration des racines dans le
sol et d'augmenter les interactions entre le sol et la racine, et ce notamment dans les sols secs (Bertin et al., 2003). Le mucilage sert également de protection contre différentes toxines du sol et fourni un environnement approprié pour la croissance et le développement des micro-organismes.

Les racines libèrent différents composés regroupés sous le terme générique d'exsudats racinaires sur toute leur longueur. Il s'agit de composés de faible poids moléculaire incluant des sucres et des polysaccharides simples (arabinose, fructose, maltose, oligosaccaharides...), des acides aminés (arginine, cystéine...), des acides organiques (acide malique, citrique...) et des composés phénoliques. Ces molécules servent entre autre de source de carbone et d'énergie pour les micro-organismes de la rhizosphère (Jones, 1998). Des composés de plus hauts poids moléculaires sont également exsudés. Il s'agit de flavonoïdes, d'enzymes, d'acides gras, de régulateurs de croissance, de stéroïdes, d'alcaloïde, de vitamines ainsi que de mucilages polysaccharidiques. La plupart de ces composés sont impliqués dans des processus métaboliques primaires ou secondaires de la plante mais aussi dans des mécanismes de défense de celle-ci.

Parmi les exsudats racinaires, les acides organiques sont particulièrement importants. Ils ont en effet un rôle dans la détoxication des métaux (Morel et al., 1986 ; Mench et al., 1987) et dans la nutrition de la plante via l'altération des minéraux (Rovira, 1969). Ces fonctions sont la conséquence de la capacité que possèdent les acides organiques à complexer les cations métalliques. Les acides organiques exsudés par les racines sont des acides mono, di ou tri carboxyliques. La structure des principaux acides organiques observés dans les solutions de sol est présentée Figure 8. Il faut noter que certains d'entre eux, comme l'acide acétique sont excrétés par les micro-organismes et non les racines. Les effets rhizosphériques sont donc une addition d'effets induits par les plantes et par les micro-organismes.
<figure><img src="image_9.png" /><figcaption>Figure 8 : Principaux acides organiques retrouvés dans la rhizosphère (Strobel, 2001)</figcaption></figure>

Les concentrations en acides organiques dans les racines sont élevées, 10 à 20 mM ce qui représente de 1 à 4% de la masse sèche totale des racines (Jones, 1998). Une fraction de ces acides organiques est exsudée dans la rhizosphère. L'intensité de l'exsudation dépend de nombreux facteurs comme la différence de concentration en acides organiques entre les cellules racinaires et la solution du sol, l'espèce végétale, le stade de développement de la plante et des caractéristiques physico-chimiques du sol. Une fois exsudés, les acides organiques diffusent dans le sol. Ils peuvent alors être adsorbés sur la matrice solide, complexés à des éléments cationiques et biodégradés par la biomasse microbienne du sol. L'intensité de chacun de ces processus dépend des acides organiques considérés. L'adsorption des acides di et tri carboxylique est plus élevée que l'adsorption des acides mono carboxyliques (Jones et al., 2003). La conséquence de ces différents mécanismes est l'installation d'un gradient de concentration, celle-ci devenant plus faible lorsque l'on s'éloigne de la racine. En fonction des sols et des acides organiques, l'exsudation peut influencer la teneur du sol en acides organiques jusqu'à 0,2 à 1 mm de la racine (Jones, 1998). D'une manière générale, on trouve des concentrations en acide di et tri-carboxyliques de 0 à 50 µM et des concentrations en acides mono-carboxyliques de 0 à 1 mM dans des solutions de sols végétalisés (Strobel, 2001). Les concentrations moyennes données ici peuvent être plus élevées dans la rhizosphère de certaines plantes ; les racines de certaines dicotylédones et particulièrement de plantes non myccorhiziennes comme *Lupinus albus*, *Cicer arietinum*, *Brassica napus* peuvent par exemple libérer dans la rhizosphère d'importantes quantités d'acides organiques en réponse à une carence en phosphore (Hoffland, 1992 ; Neumann et Romheld, 1999 ; Bayon et al., 2006).
## 2. Effet général des plantes sur le devenir des HAP

L'effet des organismes végétaux sur la dissipation des HAP a beaucoup été étudié dans des sols artificiellement contaminés. Lorsque la pollution n'a pas subi de vieillissement, l'implantation d'un couvert végétal induit souvent un accroissement de la dégradation des HAP par rapport au même sol non végétalisé et ce, quelle que soit leur masse moléculaire (Aprill et Sims, 1990 ; Reilley et al., 1996 ; Banks et al., 1999 ; Liste et Alexander, 2000 ; Johnson et al., 2004 ; Xu et al., 2006). Dans les sols artificiellement contaminés, la disponibilité des HAP n'est pas un facteur limitant leur biodégradation. L'accroissement de la dégradation dans le sol rhizosphérique est donc la conséquence d'une activité microbienne plus élevée. En effet, l'activité biologique et donc le potentiel de biodégradation est d'autant plus élevé que le sol est proche des racines (Corgié et al., 2003 ; Corgié et al., 2004). L'effet du ray grass sur la dissipation des HAP dans un sol militaire anciennement pollué par des HAP a été montré (Olson et al., 2007). Cependant, contrairement aux sols de friches, ce sol militaire ne contient pas de charbons qui adsorbent beaucoup les HAP. Ils présentent donc une disponibilité élevée par rapport aux sols de friche que l'on étudie. La plupart des travaux concernant des sols de friches analogues à ceux que l'on étudie, montrent une absence d'effet des plantes sur la dissipation des HAP. L'eupatoire (Eupatorium perfoliatum) n'influence pas la dégradation des HAP dans un sol de cokerie (Ahn et al., 2005). Le ray grass n'est pas efficace pour augmenter la dissipation des HAP dans des sols de cokerie et d'ancienne usine à gaz (Henner, 2000 ; Saison, 2001). Les mêmes conclusions ont été obtenues avec la fétuque (Festuca arundinacea) et le panic érigé (Panicum virgatum) (Cofield et al., 2008). Les seuls travaux ayant permis de mettre en évidence un effet rhizosphérique sur la dissipation des HAP dans un sol d'ancienne usine à gaz sont ceux de Liste et Prutz (2006) et Parrish et ses co-auteurs (2004). Les premiers ont montré un effet du chanvre (Cannabis sativa) et de la moutarde blanche (Sinapis alba) (Liste et Prutz, 2006). Cependant le sol étudié se caractérise par une forte disponibilité des HAP par rapport aux sols d'anciennes usines à gaz usuellement rencontrés (15% de dégradation des 16 HAP EPA en 68 jours d'expérience dans les pots témoins). Les seconds travaux ont montré un effet de la fétuque (Festuca arundinacea), du ray grass (Lolium multiflorum) et du trêfle jaune (Melilotus officinalis) (Parrish et al., 2004). Cependant, ces résultats ont été obtenus avec un sol préliminairement traité par "landfarming" et donc contaminé par "seulement" 250 mg kg⁻¹ de HAP. Cette situation n'est donc pas représentative de celle qui nous intéresse.

Cette variabilité des résultats est la conséquence de l'hétérogénéité des protocoles mis en œuvre, que ce soit du point de vue des types de sols ou des plantes utilisées. Cette variabilité met également en évidence la diversité et la complexité des processus intervenant dans l'évolution de la disponibilité des HAP dans les sols. En conséquence, la suite de la revue bibliographique présente l'effet des processus rhizosphériques individualisés sur la disponibilité des HAP.
### 3. Effet des rhizodépôts sur la dégradation des HAP

Les rhizodépôts libérés par les racines contiennent une grande diversité de composés organiques. Beaucoup de ces composés comme les sucres par exemple sont des substrats facilement assimilables par les micro-organismes du sol. Les rhizodépôts stimulent donc la croissance et l'activité bactérienne dans le sol rhizosphérique (Reilley et al., 1996 ; Banks et al., 1999 ; Corgie et al., 2003 ; Liste et Prutz, 2006). Les rhizodépôts contiennent aussi des composés phénoliques utilisés comme source de carbone pour la croissance des bactéries dégradantes (Hegde et Fletcher, 1996). Les racines sénescentes sont également une source de carbone et notamment de composés phénoliques pour la biomasse microbienne (Leigh et al., 2002). L'augmentation de la croissance des micro-organismes totaux et dégradants a pour effet d'accroître la biodégradation des HAP disponibles. De plus, la stimulation des processus métaboliques induite par les rhizodépôts accélère la minéralisation des HAP et réduit la formation de résidus liés (Kastner et al., 1999 ; Richnow et al., 1999). La dégradation accrue dans la rhizosphère ne concerne que la fraction disponible des HAP. Les auteurs travaillant avec un sol artificiellement contaminé et donc peu vieilli observent un effet "plante" car la fraction disponible est importante. Au contraire, les expériences menées avec un sol de friche montrent un impact très réduit de la végétation car dans ce type de sol, ce ne sont pas les micro-organismes qui sont limitants mais la fraction de HAP disponible.

### 4. Effet des plantes sur le changement de forme des HAP

#### 4.1. Effet de l'action mécanique des racines

Le développement racinaire peut déstructurer les agrégats. La pénétration des racines dans le sol induit une fracture des macroagrégats en de plus petits agrégats (Materechera et al., 1994). Cette désagrégation mécanique est ainsi susceptible d'accroître la surface d'échange entre la solution du sol et la matrice solide (Johnson et al., 2004 ; Parrish et al., 2004). Il est émis l'hypothèse que le développement racinaire est susceptible de faire passer des HAP de la forme non disponible à la forme disponible. Cependant, cette hypothèse n'a pas été vérifiée. D'ailleurs, les études ne montrant pas d'augmentation de la dissipation des HAP par une végétalisation dans un sol où la disponibilité est le facteur limitant leur dissipation vont à l'encontre de cette hypothèse. Les études déjà menées n'ont pas utilisé des plantes à très fort développement racinaire. Le potentiel de désagrégation des plantes et son effet sur l'augmentation de la disponibilité des HAP restent donc à étudier.
## 4.2. Effet des variations de pH

Nous avons vu précédemment que le fonctionnement de la plante induisait une variation du pH dans la rhizosphère par rapport au reste du sol. Selon la nature du sol, la forme de l'azote et l'espèce végétale considérées, une acidification ou une alcalinisation de la rhizosphère peut être observée. Cette variation de pH modifie de nombreuses interactions chimiques, susceptibles de faire varier la disponibilité des HAP. Tout d'abord, les forces de sorption entre des composés hydrophobes comme les HAP et la matière organique du sol sont dépendantes du pH. En effet, lorsque le pH diminue, le matériel humique subit une protonation, induisant une diminution de sa polarité et inversement (Schlautman et Morgan, 1993 ; Ping et al., 2006). Cette différence de polarité de la matière organique influence la disponibilité des HAP. Tout d'abord, l'affinité du matériel humique pour les molécules hydrophobes tels les HAP est d'autant plus importante que sa polarité est faible et donc que le pH est acide (Schlautman et Morgan, 1993 ; Ping et al., 2006). Il en résulte qu'une diminution du pH induit une augmentation des forces de sorption (Laor et al., 1998 ; Raber et al., 1998 ; Yang et al., 2001 ; Ping et al., 2006) et donc une augmentation de la constante de partage Koc (Schlautman et Morgan, 1993 ; Jones, 1998 ; Jones et Tiller, 1999). La polarité des matières organiques fait également varier leurs liaisons avec les matières minérales. Pour des pH élevés, les liaisons entre ces deux composantes sont moins intenses que pour des pH faibles (Yang et al., 2001). L'adsorption étant un mécanisme majeur de la diminution de disponibilité des HAP dans les sols, une diminution de pH tend à diminuer la disponibilité des HAP (Yang et al., 2001 ; Ping et al., 2006). Cependant, certains auteurs n'observent pas de corrélation entre le pH du sol et la disponibilité des HAP (Subramaniam et al., 2004). Certains remarquent même que le Koc des HAP augmente avec une augmentation de pH (Jones et Tiller, 1999). Ceci est la conséquence d'autres effets du pH sur la matière organique du sol. Si l'on considère à nouveau les macromolécules organiques comme un enchevêtrement de différents brins composés de molécules organiques, une diminution de pH induit le rapprochement des différents brins et ainsi une condensation de la structure (Piccolo et al., 1996). Cette condensation de la matière organique limite les échanges entre la phase solide et la solution du sol (Piccolo et al., 1996 ; Yang et al., 2001). Dans un contexte de friche industrielle où la pollution est majoritairement séquestrée dans la matière organique, une acidification du milieu induit une diminution du transfert de masse des polluants jusqu'à la solution du sol et diminue ainsi la fraction disponible. Dans ces conditions, une diminution de pH induit une diminution de la déséquestration des HAP et donc de leur disponibilité. L'effet du pH a un effet contraire sur les HAP situés à la surface des matières organiques et des agrégats et ceux ayant diffusés à l'intérieur de celle-ci. Il est donc nécessaire de connaître la localisation des HAP dans le sol pour connaître l'effet du pH sur leur disponibilité. De plus, les effets du pH présentés ici ont été observés sur des matières organiques naturelles et les changements de polarité comme les changements de conformation des matières organiques de type *black carbon* sont méconnues.
4.3. Effet des rhizodépôts

Tout d'abord, l'apport de carbone organique par les racines induit une augmentation du stock de
matières organiques du sol, celui-ci étant le puits principal des HAP. De ce fait la rhizodéposition
a pour effet d'augmenter la capacité de sorption d'un sol (Cunningham et al., 1996 ; Ouvrard et
al., 2006). De plus, la matière organique est connue pour être le principal agent de la stabilisation
des agrégats (Bronick et Lal, 2005) Les rhizodépôts formés de matière organique labile jouent
cependant leur rôle de liant dans les macroagrégats alors que le matériel liant les microagrégats
est plutôt composé d'une matière organique plus récalcitrante (Angers et Caron, 1998). La
biomasse microbienne est également responsable du processus d'agrégation du fait des
nombreux composés organiques qu'elle libère dans le milieu. La stimulation de la croissance des
micro-organismes dans la rhizosphère est donc également à l'origine d'une structuration du sol
rhizosphérique (Angers et Caron, 1998). L'agrégation des fines particules du sol en de plus
grosses particules a pour conséquence la diminution de la surface de contact entre la phase
solide et la phase liquide. Dans un contexte de friches industrielles, nous émettons l'hypothèse
que cette diminution de surface d'échange tend à diminuer la fraction disponible de HAP.

Les composés contenus dans les rhizodépôts ont également des effets plus spécifiques sur les
HAP et leur sorbant, les macromolécules organiques. Tout d'abord, les exsudats racinaires
contiennent des acides gras possédant des propriétés surfactantes. Il s'agit de molécules de type
phosphatidylcholine (lécithine) (Read et al., 2003). Ces composés, s'ils se trouvent à une
concentration suffisante pour être sous forme de micelles (CMC), peuvent augmenter la solubilité
des HAP et ainsi la quantité pouvant être atteinte par les micro-organismes du sol (Fava et Di
Gioia, 2001). Les surfactants libérés par les micro-organismes du sol possèdent également ces
mêmes propriétés de solubilisation des HAP (Phillips et al., 2000). Ensuite, les exsudats
racinaires libérés dans la rhizosphère contiennent des acides organiques en quantité variables
en fonction des espèces végétales. Ces acides organiques ont tout d'abord la capacité
d'adsorber les HAP (Ouvrard et al., 2006). De plus, ils ont des propriétés chélatantes (Nardi et
al., 2000 ; Rockne et al., 2002). En complexant les éléments minéraux servant de liens entre les
différents brins de la matière organique, les acides organiques sont capables de modifier la
conformation des substances humiques et ainsi altérer la taille des supramolécules (Piccolo et
al., 1996 ; Piccolo et al., 1996 ; Cozzolino et al., 2001). Un détachement de composés humiques
à partir de molécules organiques soumises à l'action d'acide acétique se produit (Nardi et al.,
1991 ; Piccolo et al., 1992). Par conséquent, ces acides contenus dans les exsudats racinaires
sont susceptibles d'augmenter la surface d'échange entre la matrice solide et la solution du sol.
Certains auteurs ont montré que la décondensation de la matière organique par les acides
organiques végétaux ont la capacité d'augmenter la désorption des HAP et donc d'accroître la
disponibilité de ces derniers (Eschenbach et al., 1998 ; Yang et al., 2001). Il est mis en évidence
que les rhizodépôts ont des effets antagonistes sur la disponibilité des HAP et l'intensité de ces
différents processus n'est pas connue. De plus, la décondensation de la matière organique
observée sur des matières organiques naturelles n'a pas été étudiée sur des composés ayant une conformation plus stable comme les matières organiques anthropogéniques.

### 4.4. Effet du flux d'eau racinaire

Enfin, il est possible qu'un autre mécanisme créé par les conditions rhizosphériques soit à l'origine de l'augmentation de la fraction de HAP disponibles dans ce type de sol. Il s'agit d'un flux de HAP qui a lieu du sol global vers la rhizosphère et ce, du fait des mouvements d'eau créés par l'évapotranspiration végétale. Cette hypothèse découle de travaux dans lesquels les auteurs remarquent une dissipation accrue dans un sol nu par rapport à un sol végétalisé et ce, principalement pour les HAP de hauts poids moléculaires (Qiu et al., 1997 ; Liste et Alexander, 2000 ; Saison, 2001 ; Liste et Prutz, 2006). Mais surtout, les auteurs travaillant en conditions stériles ont remarqué des teneurs rhizosphériques en HAP après une culture supérieures aux teneurs initiales (Liste et Alexander, 2000). Les organismes végétaux, par les phénomènes d'absorption racinaire et transpiration, créent un flux d'eau du sol global vers la rhizosphère. Ce flux d'eau induit donc le transport des éléments minéraux ou organiques présents dans la solution du sol. Les HAP, s'ils sont solubles dans la solution du sol, sont donc soumis à ce même flux de masse et peuvent s'accumuler dans le sol rhizosphérique. Il se produit alors une accumulation de HAP disponibles dans la rhizosphère si le flux de masse des HAP du sol global vers la rhizosphère est supérieur à leur vitesse de dégradation. Cependant, ce flux de HAP est suspecté mais pas complètement mis en évidence.

## Conclusion : un modèle d'évolution des HAP dans le sol rhizosphérique

Nous avons utilisé cette revue bibliographique pour proposer un schéma explicatif résumant les facteurs pédologiques et plus spécifiquement rhizosphériques agissant sur la partition entre les HAP disponibles et les HAP non disponibles dans les sols (Figure 9). Ce schéma met tout d'abord en évidence que les HAP sont associés à leur puits principal qu'est le stock global de matière organique. La nature de cette matière organique a donc un rôle prépondérant sur la fraction de HAP qui est disponible. Les interactions avec cette matière organique peuvent faire passer des HAP d'une forme disponible à une forme non disponible et inversement. Parmi ces interactions, l'adsorption et la désorption sont des processus physiques qui sont la conséquence des différences de concentration entre la matrice solide et la solution du sol. La diffusion, selon qu'elle a lieu de l'intérieur de la porosité du sol jusqu'à la solution du sol ou dans le sens inverse, induit la séquestration ou la déséquestration des HAP. Enfin, la formation de résidus liés est un processus non réversible qui tend au passage de HAP sous la forme non disponible. Dans ce système matière organique/HAP, la biomasse microbienne du sol a un rôle majeur. Elle assure
notamment l'humification des matières organiques labiles. Les micro-organismes contrôlent donc
le cycle de l'adsorbant principal des HAP. Les micro-organismes, par leur capacité de
biodégradation, sont également le facteur majeur de la dissipation des HAP, c'est-à-dire de
disparition des HAP disponibles. Le fonctionnement végétal et notamment la rhizodéposition de
différents composés carbonés, induit la stimulation de la croissance de la biomasse microbienne.
Certains rhizodépôts contiennent également des composés particuliers comme des acides
minéraux et organiques. Ceux-ci influencent l'état de la matière organique du sol comme son
niveau de condensation.

<figure><img src="image_10.png" /><figcaption>Figure 9 : Représentation conceptuelle des mécanismes rhizosphériques influençant la disponibilité des HAP dans un sol de friche industrielle.</figcaption></figure>

Ce schéma met en évidence que des zones d'ombre subsistent pour pourvoir prédire la disponibilité et donc l'évolution des teneurs en HAP. Ces trous de connaissances forment le point de départ de ce travail et les questions de recherches ci-dessous vont permettre de les combler.

1/ Comment mesurer la disponibilité des HAP dans le contexte particulier des sols de friche industrielle ?

2/ Quels sont les paramètres pédologiques de ce type de sol qui contrôlent la disponibilité des HAP ?

3 / Les variations de pH du sol induites par la rhizodéposition modifient-elles la disponibilité des HAP ?

4/ Les propriétés complexantes des acides organiques contenus dans les exsudats racinaires influencent-elles la disponibilité des HAP ?
## CHAPITRE 2 :
MATERIELS ET METHODES
Ce chapitre présente les matériels et méthodes communs aux expérimentations réalisées au cours de ce travail. Il décrit successivement les sols étudiés, les dispositifs dans lesquels ils ont été prélevés, les méthodes de mesure permettant de les caractériser et enfin les méthodes statistiques utilisées.

Pour cette étude, nous avons utilisé des sols collectés sur des friches industrielles. Ils sont représentatifs de sols à contaminations vieillies en HAP et d'anciennes activités industrielles particulières. Les principales caractéristiques de ces sols ainsi que les dispositifs à grandes échelles dans lesquels ils sont installés sont présentés.

Nous utilisons tout au long de ce travail le terme de "sol" par souci de simplification. Or, il faut garder à l'esprit qu'un sol est un système complexe constitué d'horizons plus ou moins différenciés et support des écosystèmes terrestres. Le matériau constitutif du sol sur lequel nous réalisons différentes analyses est donc en français de la "terre".

# Les sols

## 1. Sites étudiés

Les échantillons de sol proviennent de trois friches industrielles caractérisées par des contaminations anciennes en HAP. Les friches industrielles choisies sont contaminées par des HAP mais à des niveaux différents. Cette variation est la conséquence de la nature des activités industrielles antérieures.

Le site 1 (HOM) a connu une activité de cokerie de 1922 à 1980. Le site 2 (NM) a abrité des activités industrielles multiples, une cokerie ainsi qu'une usine métallurgique de 1900 à 1983. Il présente des contaminations multiples. Le site 3 (AUG) est une ancienne usine à gaz ayant fonctionné de 1903 à 1965.

## 2. Caractéristiques des sols

Les principales caractéristiques chimiques des trois sols sont présentées dans le Tableau 3. Les concentrations de chacun des 16 HAP EPA sont données en Annexe 1. Le sol HOM contient 1687 mg HAP kg⁻¹. Sa concentration est deux fois plus élevée que dans les deux autres sols. Il présente aussi une très forte teneur en CaCO₃ (384 g kg⁻¹), lui conférant un pH (8,64) plus élevé que pour les deux autres sols qui sont proches de la neutralité. Les trois sols n'ont pas la même texture. Les sols HOM et NM sont des sables limoneux alors que le sol AUG est un limon sablo-argileux. Le sol NM se distingue par des concentrations en Ca, Mg, Na et K échangeables à l'acétate d'ammonium 3 à 5 fois supérieures que dans les autres sols. Ceci est la conséquence d'une importante quantité de laitiers de hauts-fourneaux. Les laitiers ont également introduit des éléments en traces, notamment du zinc (Zn), nickel (Ni), chrome (Cr) et plomb (Pb). Le sol NM
est donc représentatif d'une multi-contamination induite par plusieurs activités industrielles cohabitant sur le même site. Le sol AUG contient également de fortes teneurs en cuivre (Cu), cadmium et plomb (Pb). Le sol HOM est le moins pourvu en métaux.

<table><caption>Tableau 3 : Propriétés physico-chimiques des sols de friches utilisés. Les analyses ont été réalisées par le laboratoire d'analyse des sols de l'INRA selon les normes (1) XP X 33-012, (2) NF ISO 10390, (3) NF ISO 10693, (4) NF ISO 10694, (5) NF ISO 13878, (6) méthode Olsen NF ISO, (7) NF X 31-10711263, (8) NF X 31-108, (9) NF X 31-130, (10) ICP-MS méthode INRA.</caption><thead><tr><th></th><th>HOM</th><th>NM</th><th>AUG</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="4"><strong>Caractéristiques générales</strong></td></tr><tr><td>Ancienne activité</td><td>cokerie</td><td>cokerie + sidérurgie</td><td>usine à gaz</td></tr><tr><td>16 HAP EPA (mg kg<sup>-1</sup>) (1)</td><td>1687</td><td>809</td><td>952</td></tr><tr><td>pH (2)</td><td>8,64</td><td>7,55</td><td>7,89</td></tr><tr><td>Calcaire total (g kg<sup>-1</sup>) (3)</td><td>384,0</td><td>31,9</td><td>70,6</td></tr><tr><td>C organique (%) (4)</td><td>10</td><td>8,3</td><td>6,2</td></tr><tr><td>N (g kg<sup>-1</sup>) (5)</td><td>2,16</td><td>2,51</td><td>2,08</td></tr><tr><td>C/N</td><td>46,4</td><td>33,2</td><td>29,7</td></tr><tr><td>P<sub>2</sub>O<sub>5</sub> (mg kg<sup>-1</sup>) (6)</td><td>34</td><td>116</td><td>82</td></tr><tr><td colspan="4"><strong>Texture (7)</strong></td></tr><tr><td>Argile (&lt; 2 µm) en %</td><td>11,3</td><td>11,4</td><td>18,3</td></tr><tr><td>Limons (2-50 µm) en %</td><td>20,7</td><td>22,5</td><td>40,5</td></tr><tr><td>Sables (50-2000 µm) en %</td><td>68,0</td><td>66,1</td><td>41,2</td></tr><tr><td colspan="4"><strong>Cations échangeables à l'acétate d'ammonium (g kg<sup>-1</sup>) (8)</strong></td></tr><tr><td>Capacité d'échange cationique (cmol kg<sup>-1</sup>) (9)</td><td>12,6</td><td>13,3</td><td>14,4</td></tr><tr><td>Ca</td><td>11,0</td><td>37,6</td><td>10,4</td></tr><tr><td>Mg</td><td>0,166</td><td>0,876</td><td>0,248</td></tr><tr><td>Na</td><td>0,0944</td><td>0,349</td><td>0,0619</td></tr><tr><td>K</td><td>0,389</td><td>0,699</td><td>0,247</td></tr><tr><td colspan="4"><strong>Eléments traces totaux (mg kg<sup>-1</sup>) (11)</strong></td></tr><tr><td>Cu</td><td>27,4</td><td>85,9</td><td>115</td></tr><tr><td>Ni</td><td>25,1</td><td>95,4</td><td>52</td></tr><tr><td>Zn</td><td>359</td><td>2750</td><td>2110</td></tr><tr><td>Cd</td><td>5,47</td><td>1,77</td><td>6,32</td></tr><tr><td>Pb</td><td>123</td><td>709</td><td>724</td></tr><tr><td>Cr</td><td>54,9</td><td>233</td><td>84,1</td></tr></tbody></table>

## Les dispositifs

Les échantillons de sols ont été conservés selon les conditions suivantes : le sol HOM a été stocké à l'état frais dans des sacs plastiques fermés, eux-mêmes placés dans des fûts de 200 L ; le sol NM a été stocké humide en andain couvert d'une bâche ; le sol AUG a été séché et tamisé
à 2 mm puis stocké dans des fûts de 200 L. Nous avons constitué un échantillon homogène de chacun des sols, séché à l'air, tamisé à 2 mm puis congelé. Ces échantillons représentent le sol au moment de leur prélèvement dans les fûts. Ils sont proches des sols prélevés sur le terrain. Suite à leur prélèvement sur le terrain, certains lots de sols n'ont pas été stockés en fûts mais installés dans des dispositif permettant leur évolution. Les dispositifs ont des tailles différentes ; les grands sont appelés les "parcelles lysimétriques" et les petits "les bacs lysimétriques".

# 1. Les parcelles lysimétriques

En septembre 2005, des parcelles lysimétriques (1 2m x L 3m x h0,7m) ont été construites avec le sol NM sur le site expérimental du GISFI à Homécourt (54). Le groupement scientifique cherche à comprendre les mécanismes qui contrôlent l'évolution des pollutions et tente de donner des outils de gestion des sols dégradés et contaminés. Lors de leur remplissage, une première couche de 0,3 m de gravier a été déposée avant l'ajout de 0,4 m de sol. Plusieurs modalités de conduite des parcelles ont été mise en place, deux nous intéressent :

a) **Sol nu** (la végétation est éliminée régulièrement),

b) **Sol à végétation spontanée** (la végétation qui croît spontanément est laissée sur le sol),

<figure><img src="image_11.png" /><figcaption>Figure 10 : Photographie des parcelles lysimétriques de grands volumes avec le sol de Neuves-Maisons. Modalités sol nu (a) et végétation spontanée (b).</figcaption></figure>

Quatre bacs par modalité ont été installés en randomisation (Figure 11).
<figure><img src="image_12.png" /><figcaption>Figure 11 : Répartition du sol des parcelles lysimétriques remplies de sol NM et des différentes modalités sur le site expérimental du GISFI.</figcaption></figure>

## 2. Les bacs lysimétriques

Les sols étudiés ont également été placés dans des bacs lysimétriques de plus petits volumes mais pendant une plus longue période. Ces bacs, d'une dimension de L 80 x l 60 x h 40 cm ont été installés dans l'enceinte de l'ENSAIA à Vandœuvre-lès-Nancy en 1998 (Henner, 2000).

Deux lots de sols (G1 et G2) prélevés sur le site AUG se distinguent par leur teneur initiale en HAP ainsi que le traitement qu'ils ont subi. Ces deux lots ont été mis en bacs en 1998. Le sol G1 contient environ 800 mg kg⁻¹ de HAP (somme des 16 HAP EPA) et le sol G2 1300 mg kg⁻¹. Le sol G2 a préliminairement été chaulé au taux de 2% (w:w).
<figure><img src="image_13.png" /></figure>

<figure><img src="image_14.png" /><figcaption>Figure 12 : Photographie et schéma des bacs lysimétriques remplis de sols du site AUG.</figcaption></figure>

De 1998 à 2000, les modalités suivantes ont été testées sur ces deux sols :

- **Sol nu** (modalité SN), la végétation est éliminée régulièrement,

- **Sol planté de ray-grass** (modalité R), 25 kg de semence ha⁻¹,

- **Sol planté de luzerne** (modalité L), 25 kg de semence ha⁻¹,

- **Sol planté de ray-grass et de trèfle violet** (modalité RT), 25 kg de semence ha⁻¹.

Les bacs ont été installés en randomisation comme indiqué dans la Figure 13.

<figure><img src="image_15.png" /><figcaption>Figure 13 : Plan de répartition des bacs lysimétriques remplis de sol G1 et G2 et gérés en modalités sol nu (SN), luzerne (L), ray-grass (R) et ray-grass+trèfle violet (RT).</figcaption></figure>

De 2000 à 2009, les bacs lysimétriques n'ont plus été suivis et ont été laissés en d'atténuation naturelle. Une végétation spontanée s'est alors développée.
## 3. Culture de Lupinus albus en pot

### 3.1. Test de germination

Nous avons déterminé le taux de germination du lupin blanc (Lupinus albus) sur les trois sols étudiés ainsi que sur du coton servant de témoin (Figure 14). Pour cela, 50 g de sol sec sont introduits dans des boîtes de Pétri en verre puis humidifiés à 80% de la capacité au champ. Cinq boîtes de Pétri sont préparées pour chacun des sols. Un lot homogène de graines de lupin blanc est préparé en choisissant des graines ayant une masse comprise entre 0,25 et 0,30 g. Chacune des boîtes reçoit 16 graines (Figure 14). Les boîtes sont fermées et placées à température ambiante (environ 25°C) à l'abri de la lumière. Quotidiennement, les graines germées sont dénombrées et l'humidité ramenée à 80% de la capacité au champ. Des témoins sont préparés où le sol est remplacé par du coton hydrophile.

<figure><img src="image_16.png" /></figure>

Figure 14 : Photographie du test de germination du lupin blanc (Lupinus albus) dans les boîtes de Pétri témoin (a) et avec les boîtes de Pétri remplies de sol contaminé (b).

### 3.2. Dispositifs de culture

Nous avons fabriqué des dispositifs de culture avec des tubes en PVC fermés à une extrémité, de 45 cm de hauteur et de 15 cm de diamètre (Figure 15). La base de chaque tube est remplie de 200 g de gravier afin d'éviter toute accumulation d'eau. Un sachet plastifié est mis en place dans chaque tube afin de faciliter le dépotage et la séparation du sol rhizosphérique du reste du sol. Deux kg de sol sec sont introduits dans chacun des tubes. Une humidification complète des sols est effectuée par capillarité puis les dispositifs sont mis à ressuyer jusqu'à que le sol atteigne une humidité correspondant à 80% de la capacité au champ, déterminée par pesée des tubes.
<figure><img src="image_17.png" /><figcaption>Figure 15 : Photographie et schéma des dispositifs de culture du lupin blanc sur sols.</figcaption></figure>

Huit dispositifs sont préparés pour chacun des sols. Trois tubes témoins sont incubés sans lupin. Cinq autres tubes reçoivent chacun quatre graines. Les tubes sont placés en chambre de culture pendant 5 mois (photopériode jour/nuit, 16h/8h, 24/20°C, humidité 50%). Suite à la levée des graines, seul le plant le plus vigoureux est conservé. L'humidité des sols est maintenue à 80% de la c.c. tout au long de l'expérience. Après 2 mois environ, les plants de lupin ont atteint le stade de floraison et un deuxième cycle de culture est lancé. A la fin du deuxième cycle de culture, le sol des modalités témoin est homogénéisé et une aliquote représentative est prélevée. Cette aliquote est broyée et les HAP sont extraits. Pour la récupération du sol rhizosphérique, les tubes sont préliminairement humidifiés à 80% de la c.c. Ensuite, les sachets contenant le sol sont délicatement ôtés des tubes et découpés sur la hauteur. Les racines ainsi que le sol adhérant aux racines sont séparées du reste du sol. Le sol adhérant est alors récupéré à l'aide d'un pinceau. Un échantillon représentatif de chaque pot est formé avec le sol rhizosphérique. Cet échantillon est alors broyé et les HAP totaux sont extraits.

# Les méthodes de mesure

## 1. Quantification des HAP des sols

La quantification des HAP débute par une extraction totale ou partielle des sols suivie d'un conditionnement de l'extrait avant analyse par HPLC.
1.1. Extraction des HAP totaux

L'extraction des HAP à partir des sols contaminés est réalisée à l'aide d'un extracteur ASE ou
"Accelerated Solvent Extractor" (ASE 200, Dionex). Cet appareil permet d'injecter un solvant
organique à forte pression et à une température élevée à travers une cellule contenant le sol à
extraire. En fonction du niveau de contamination et donc de la masse de sol à extraire, des
cellules de 10 ou 30 mL peuvent être utilisées. Dans notre cas, 1 g de sol est extrait dans la
cellule de 10 mL. La méthode de remplissage des cellules est décrite Figure 16.

<figure><img src="image_18.png" /><figcaption>Figure 16 : Schéma de remplissage des cellules d'extraction servant à extraire les HAP des sols par un extracteur ASE (Accelerated Extraction Solvant).</figcaption></figure>

Le sol à extraire est préalablement tamisé à 2 mm et séché à l'air. Le sulfate de sodium capte
l'eau résiduelle présente dans l'échantillon de sol afin que celle-ci ne se retrouve pas dans
l'extrait organique. Le Florisil® est un silicate de magnésium captant des macromolécules
organiques autres que les HAP et purifiant ainsi les extraits de sol. Les filtres évitent la dispersion
du sol au sein de la cellule et leur composition (fibre de verre) empêche l'adsorption de HAP.
Enfin, les billes de verre permettent de réduire le volume mort des cellules et ainsi de diminuer la
consommation de solvant. Les sols contenus dans les cellules sont ainsi extraits par un mélange
d'acétone et de dichlorométhane (50:50 v:v) à une température de 100°C et une pression de 138
bars. Les HAP extraits du sol sont contenus dans un mélange acétone/dichlorométhane.

**1.2. Extraction des HAP disponibles**

L'extraction des HAP disponibles nécessite de comparer plusieurs protocoles afin d'appliquer
celui qui est le plus adapté au contexte des friches industrielles. La comparaison des protocoles
d'extraction des HAP ainsi que les modifications apportées à celui le plus approprié sont
présentés dans le chapitre 3. Quel que soit le protocole choisi, les HAP disponibles doivent,
comme les HAP totaux, être repris dans de l'acétonitrile et conditionnés en flacons HPLC pour
être analysés.
## 1.3. Conditionnement avant analyse

La reprise commence par une première évaporation de l'extrait réalisée dans un TurboVap LV (Caliper sciences). Les tubes contenant les extraits sont placés dans un bain thermostaté à 24°C et soumis à un flux d'azote à 1 bar avec effet vortex pour induire l'évaporation. La première évaporation est réalisée pour ne laisser que 3 mL environ dans le tube. Le volume d'acétonitrile adéquat est ajouté et une deuxième évaporation est pratiquée pour éliminer le solvant indésirable restant. Les extraits dissous dans l'acétonitrile sont filtrés à 0,22 µm avec des filtres à membrane en PES (polyéthersulfurone), conditionnés dans des flacons HPLC et conservés au congélateur.

## 1.4. Dosage des HAP

Les HAP sont analysés sur une ligne HPLC (High Performance Liquid Chromatography) Varian composée d'une pompe, d'un passeur d'échantillon, d'un four, d'un détecteur à barrette de diode PDA et d'un détecteur à fluorescence. La colonne de séparation utilisée ainsi que les paramètres de détection varient selon la gamme de concentration de l'échantillon. Les HAP totaux étant beaucoup plus concentrés dans les échantillons que les HAP disponibles, leur passage dans une colonne différente permet d'éviter toute contamination inter-échantillon. De plus, la détection des HAP disponibles en faibles concentrations nécessite une sensibilité très supérieure à celle des HAP totaux.

### 1.4.1. HAP totaux

Les HAP totaux sont séparés avec une colonne Prosphere (Alltech). Il s'agit d'une colonne constituée de grain de silices greffées en C18, de granulométrie de 5 µm et de porosité 300 Å. La colonne a une longueur de 250 mm et un diamètre intérieur de 4,6 mm. Un chromatogramme type montrant la séparation des HAP par la colonne est présenté Figure 17.
<figure><img src="image_19.png" /><figcaption>Figure 17 : Chromatogramme et paramètres de séparation des HAP totaux avec la colonne Prosphère.</figcaption></figure>

Les échantillons de HAP totaux sont relativement concentrés et leur quantification est faite avec le détecteur UV. Le détecteur à barrette de diode est moins sensible que le détecteur à fluorescence mais il permet la visualisation à chaque temps du spectre "intensité signal = f(longueur d'onde)". Chaque molécule absorbant les UV possède un spectre particulier. Il est donc très appréciable de valider la correspondance entre les pics et les HAP dans un extrait de sol contenant de nombreux autres composés que ces HAP. La détection en UV est faite par une succession de longueurs d'ondes. De cette manière, chacun des HAP est détecté par une longueur d'onde permettant un signal optimal en intensité et sans interférence avec des composés co-élués. Les longueurs d'onde sont données dans le Tableau 4.
<table><caption>Tableau 4 : Temps de rétention et longueurs d'ondes utilisées pour l'analyse des HAP totaux avec la colonne Prosphère.</caption><thead><tr><td></td><td>Temps de rétention (min)</td><td>Longueur d'onde UV (nm)</td></tr></thead><tbody><tr><td>Naphtalène (1)</td><td>7,9</td><td>224</td></tr><tr><td>Acénaphtylène (2)</td><td>8,9</td><td>224</td></tr><tr><td>Acénaphtène (3)</td><td>10,5</td><td>224</td></tr><tr><td>Fluorène (4)</td><td>11,0</td><td>224</td></tr><tr><td>Phénanthrène (5)</td><td>12,1</td><td>254</td></tr><tr><td>Anthracène (6)</td><td>13,5</td><td>254</td></tr><tr><td>Fluoranthène (7)</td><td>14,8</td><td>236</td></tr><tr><td>Pyrène (8)</td><td>15,7</td><td>236</td></tr><tr><td>Benzo(a)Anthracène (9)</td><td>18,9</td><td>255</td></tr><tr><td>Chrysène (10)</td><td>19,7</td><td>255</td></tr><tr><td>Benzo(b)fluoranthène (11)</td><td>21,6</td><td>294</td></tr><tr><td>Benzo(k)fluoranthène (12)</td><td>23,1</td><td>294</td></tr><tr><td>Benzo(a)pyrène (13)</td><td>24,2</td><td>294</td></tr><tr><td>Dibenzo(a,h)anthracène (14)</td><td>26,9</td><td>294</td></tr><tr><td>Benzo[g,h,i]pérylène (15)</td><td>27,4</td><td>294</td></tr><tr><td>Indéno (1,2,3,c,d)pyrène (16)</td><td>29,2</td><td>294</td></tr></tbody></table>

### 1.4.2. HAP disponibles

Les HAP disponibles sont également repris dans l'acétonitrile et présents dans ce solvant à de très faibles concentrations. Ces faibles concentrations induisent une difficulté de vérification des pics à l'aide du détecteur à barrette de diode. Cet état de fait induit la nécessité d'utiliser une colonne dévolue à cette seule utilisation pour éviter toute contamination croisée. De plus, le besoin d'une sensibilité de détection supérieure a induit l'utilisation d'un détecteur à fluorescence. La colonne utilisée pour les HAP disponible est une Stability HPA (Cluzeau), de taille 250 x 4 mm, 5 µm. Un chromatogramme type montrant la séparation des HAP par la colonne est présenté Figure 17.
<figure><img src="image_20.png" /><figcaption>Figure 18 : Chromatogramme et paramètres de séparation des HAP disponibles avec la colonne Stability.</figcaption></figure>

Nous avons analysé les HAP disponibles en UV et en fluorescence. En fonction des cas, la quantification est réalisée avec l'un ou l'autre canal. Le Tableau 5 présente les longueurs d'onde utilisées sur chacun de ces deux canaux.

<table><caption>Tableau 5 : Temps de rétention et longueurs d'ondes utilisés pour l'analyse des HAP disponibles avec la colonne Stability.</caption><thead><tr><th></th><th>Temps de rétention (min)</th><th>Fluorescence (nm) Excitation/Emission</th><th>UV (nm)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Naphtalène (1)</td><td>6,5</td><td>213 / 329</td><td>219</td></tr><tr><td>Acénaphtylène (2)</td><td>7,5</td><td>213 / 329</td><td>219</td></tr><tr><td>Acénaphtène (3)</td><td>9,2</td><td>280 / 330</td><td>226</td></tr><tr><td>Fluorène (4)</td><td>10,0</td><td>280 / 330</td><td>226</td></tr><tr><td>Phénanthrène (5)</td><td>11,6</td><td>246 / 370</td><td>250</td></tr><tr><td>Anthracène (6)</td><td>13,4</td><td>240 / 450</td><td>250</td></tr><tr><td>Fluoranthène (7)</td><td>15,7</td><td>280 / 450</td><td>236</td></tr><tr><td>Pyrène (8)</td><td>17,1</td><td>333 / 382</td><td>236</td></tr><tr><td>Benzo(a)Anthracène (9)</td><td>23,9</td><td>254 / 390</td><td>265</td></tr><tr><td>Chrysène (10)</td><td>24,7</td><td>254 / 390</td><td>265</td></tr><tr><td>Benzo(b)fluoranthène (11)</td><td>29,2</td><td>290 / 430</td><td>294</td></tr><tr><td>Benzo(k)fluoranthène (12)</td><td>31,1</td><td>290 / 430</td><td>294</td></tr><tr><td>Benzo(a)pyrène (13)</td><td>32,0</td><td>290 / 430</td><td>294</td></tr><tr><td>Dibenzo(a,h)anthracène (14)</td><td>35,3</td><td>260 / 420</td><td>297</td></tr><tr><td>Benzo[g,h,i]pérylène (15)</td><td>35,6</td><td>260 / 420</td><td>297</td></tr><tr><td>Indéno (1,2,3,c,d)pyrène (16)</td><td>36,6</td><td>293 / 498</td><td>297</td></tr></tbody></table>
## 2. Fractionnement granulo-densimétrique

Le fractionnement granulo-densimétrique des sols permet de connaître la distribution des agrégats stables à l'eau. La séparation des agrégats se fait suite à une désagrégation légère lors d'une agitation des sols dans une phase aqueuse et ce, sans destruction des liants que sont la matière organique du sol et les carbonates. Cette distribution permet de quantifier les agrégats stables du sol. Elle est à différencier de la **texture** des sols qui correspond à la distribution des particules minérales effectuée suite à une désagrégation totale du sol en détruisant les différents liens énumérés précédemment.

Le fractionnement granulo-densimétrique est réalisé sur les trois sols afin de connaître la distribution des agrégats stables à l'eau des tailles suivantes :

- Sables grossiers = agrégats de 200 µm à 2 mm (SG)

- Sables fins = agrégats de 50 µm à 200 µm (SF)

- Limons grossiers = agrégats de 20 µm à 50 µm (LG)

- Limons fins = agrégats de 2 µm à 20 µm (LF)

- Argiles = agrégats de 0 à 2 µm (A)

Le protocole expérimental employé pour la réalisation du fractionnement granulo-densimétrique est présenté Figure 19. Il comporte trois étapes. Lors d'une première phase, les fractions les plus grossières (sables grossiers et sables fins) sont récupérées par tamisage à l'eau. Dans un deuxième temps, les fractions plus fines sont laissées à sédimenter dans des allonges et sont ensuite récupérées à l'aide d'une pipette de Robinson. Le temps de sédimentation des particules diffère en effet en fonction de leur taille. Enfin, durant la troisième phase, le fractionnement des agrégats en allonge est répété une dizaine de fois afin obtenir des quantités de fraction suffisante pour la réalisation des analyses ultérieures. Dans notre cas, la distribution de chacune des fractions a été déterminée. Par contre, pour la récupération de fraction, les argiles et les limons fins ont été regroupés du fait des très petites quantités d'argiles récupérées.
<figure><img src="image_21.png" /><figcaption>Figure 19 : Protocole expérimental du fractionnement granulo-densimétrique suivi au LSE.</figcaption></figure>

## 3. Mesure du pH des sols

Nous avons mesuré le pH à l'eau des sols à l'aide d'un pH-mètre (SCHOTT), selon la norme ISO 10390 (1994).

## 4. Dosage du carbone des sols

Nous analysons le carbone selon deux méthodes, l'analyse élémentaire et l'analyse Rockeval.
L'analyse élémentaire, en fonction des prétraitements appliqués aux sols, permet de distinguer le carbone total, le carbone organique et le carbone organique très stable assimilé au *black carbon*.
L'analyse Rockeval permet différencier les différents types de carbone organique et notamment le carbone labile (carbone naturel) du carbone récalcitrant (*black carbon*). Les types de *black carbon* analysés par les deux méthodes sont différents (Figure 20). En effet, en fonction de sa
stabilité thermique, le charbon peut être analysé comme *black carbon* ou non par l'analyse élémentaire.

<figure><img src="image_22.png" /><figcaption>Figure 20 : Types de carbones organiques déterminés par les deux analyses testés : l'analyse élémentaire après une oxydation chimiothermique à 375°C (CTO-375), et l'analyse Rockeval (adapté de (Poot et al., 2009)).</figcaption></figure>

## 4.1. Dosage du carbone par analyse élémentaire

Le carbone dans les sols est analysé avec un analyseur élémentaire CHN Flash EA 1112 (Thermo-Finnigan). Cet appareil d'analyse élémentaire permet le dosage du carbone, de l'hydrogène, et de l'azote suite à une combustion "flash" des échantillons (température temporaire de 1800°C). En fonction du prétraitement appliqué aux échantillons de sol, différentes classes de carbone peuvent être quantifiées.

### 4.1.1. Carbone total

Le carbone total (CT) des sols est mesuré sans prétraitement par l'analyseur Flash EA 1112. Les sols sont préalablement broyés dans un broyeur à bille. Vingt mg de ce sol sont introduits dans une nacelle en étain. La nacelle fermée est disposée dans le passeur d'échantillon.

### 4.1.2. Carbone organique

Le carbone organique (CO) est mesuré sur le même analyseur élémentaire après élimination du carbone inorganique des sols. La décarbonatation des sols est indispensable dans un contexte de friches industrielles, compte tenu de leur forte teneur en carbonates. La décarbonatation est réalisée par acidification *in situ* des échantillons. Pour cela 20 mg de sol sont introduits dans une nacelle en argent. Dans ce cas, l'argent est préféré à l'étain pour sa résistance aux acides.
Quelques gouttes de HCl 1 M sont ajoutées dans la nacelle afin de décarbonater les sols jusqu'à l'arrêt de l'effervescence. Le sol décarbonaté est ensuite passé dans l'analyseur Flash EA 1112.

### 4.1.3. "Black Carbon"

Le black carbon (BC) est mesuré par la méthode "chemothermal oxydation" (CTO) (Gustafsson et al., 1997). La distinction entre le black carbon et le reste de la matière organique est fondée sur leur stabilité à haute température et en conditions oxydantes. Un prétraitement par oxydation thermique à 375°C pendant 18 h dans un flux d'air actif est conduit afin d'éliminer les matières organiques non récalcitrantes. Ensuite, 20 mg de sol prétraité sont introduits dans une nacelle en argent, décarbonatés à HCl et analysés avec l'analyseur Flash EA 1112.

## 4.2. Caractérisation de la matière organique par l'analyse Rockeval®

Une caractérisation de la matière organique naturelle a été effectuée à l'aide d'un pyrolyseur Rockeval® 6 modèle Turbo (Vinci Technologies, Rueil-Malmaison, France) au sein de l'Institut des Sciences de la Terre d'Orléans. Cent mg de sol broyé sont passés dans l'analyseur, dans lequel il subit une phase de pyrolyse par une augmentation de la température de 30°C minute⁻¹ jusqu'à 650°C sous atmosphère inerte (N₂). Les effluents produits durant ce craquage sont quantifiés en continu. Les effluents hydrocarbonés sont mesurés par un détecteur à ionisation de flamme (FID) et deux cellules infrarouges enregistrent le CO et le CO₂. L'échantillon est ensuite soumis à une oxydation dans un flux d'oxygène jusqu'à 850°C. Le CO et le CO₂ dégagés durant cette phase sont enregistrés par des cellules infrarouges. L'interprétation des résultats s'appuie sur les courbes suivantes :

* Courbes S1 et S2 : Elles correspondent à la quantité de composés hydrocarbonés produits en continu pendant la pyrolyse, respectivement avant et après 200°C.

* Courbes S3CO et S3CO₂ : Elles sont les quantités de CO et CO₂ produites par la matière organique en phase de pyrolyse.

* Courbes S4CO et S4CO₂ : Elles sont les quantités de CO et CO₂ produites par la matière organique en phase d'oxydation.

* Tmax : Il s'agit de la température de pyrolyse à laquelle un maximum d'hydrocarbures sont produits. A cette température, un pic est visualisable sur la courbe S2.

* IH : L'indice d'hydrogène (IH) est la proportion d'hydrocarbures générés pendant la pyrolyse par rapport au carbone organique total.

* IO : L'indice d'oxygène (IO) est la quantité d'oxygène provenant de la matière organique par rapport au carbone organique total.
* **PC** : Le carbone pyrolysé (PC) mesure la quantité de carbone produite lors de la pyrolyse. Il est la somme du carbone mesuré par les courbes S2, le S3CO et le S3CO₂.

* **RC** : Le carbone résiduel (RC) mesure la quantité de carbone produite lors de la phase d'oxydation. Il est la somme du carbone mesuré par les courbes S4CO et le S4CO₂.

* **COT** : Le carbone organique total (COT) est la somme du carbone émis en pyrolyse et du carbone émis en phase d'oxydation (PC + RC).

**5. Capacité au champ**

La capacité au champ des sols est déterminée à pF 2 à l'aide d'une presse membrane. Les sols sont d'abord saturés d'eau puis placés dans des anneaux métalliques sur une plaque poreuse basse pression. La plaque est alors introduite dans une enceinte fermée hermétiquement dans laquelle est appliquée une pression de 0,1 bar pendant 24 h. L'eau retenue est déterminée par la mesure de l'humidité du sol à la sortie de l'extracteur.

**6. Analyses des solutions**

**6.1. Dosage du carbone en solution**

Le carbone présent dans des solutions de sol est dosé dans un analyseur TOC-V CSH (Total Organic Carbon analyzer, Shimadzu). La détermination du carbone total (CT) repose sur l'oxydation des échantillons à 680°C, puis la mesure du CO₂ par un détecteur infra-rouge non dispersif (NDIR). Pour la détermination du carbone inorganique (CI), l'échantillon est acidifié par H₃PO₄ et le CO₂ dégagé mesuré. La concentration en carbone organique total (COT) est calculée par la différence COT = CT - CI.

**6.2. Dosage des cations majeurs en solutions**

La composition élémentaire en magnésium (Mg) et calcium (Ca) des solutions de sol est mesurée avec un appareil ICP AES (Spectrométrie d'émission atomique par plasma à couplage inductif), modèle Liberty RL de Varian.

**6.3. Dosage des acides organiques**

Les concentrations des acides organiques en solution (acide acétique et citrique) sont mesurées en chromatographie ionique (Dionex). Les composés sont séparés dans une colonne d'échange anionique Ion Pac AS 4x 250 mm11 par élution dans un gradient de KOH.
# Traitement des données

## 1. Corrélation entre deux paramètres

La corrélation entre deux paramètres est testée par un test de corrélation linéaire paramétrique dans le cas d'une distribution normale des valeurs de chacun des paramètres ou non paramétrique dans le cas contraire. Les tests de corrélation sont effectués avec le logiciel Kyplot® (version 2.0 beta 15). Ce test évalue la probabilité *p* que le coefficient de corrélation R liant les deux groupes de données appariées soit égal à 0. On considère qu'il existe une corrélation entre deux paramètres lorsque cette probabilité *p* est inférieure à 0,05.

## 2. Comparaison de deux données

Dans ce travail, nous comparons souvent des moyennes deux à deux afin de voir s'il existe une différence significative entre ces deux valeurs. Les données que l'on doit comparer sont la plupart du temps la moyenne d'au moins trois répétitions. Deux cas se présentent à nous. Si les données sont distribuées de façon normale, des tests paramétriques peuvent être utilisés. Pour comparer deux groupes de données non appariées, un test t est pratiqué. Ce test t va dépendre de l'égalité ou non des variances des deux groupes de données. Pour comparer plusieurs groupes de données non appariées, une comparaison multiple paramétrique est pratiquée. La comparaison deux à deux des groupes de données se fait alors par un test de Tukey.

Si les données ne sont pas distribuées de façon normale, des tests non paramétriques sont employés. La comparaison de deux groupes de données non appariés est alors faite avec un test de Mann-Whitney. La comparaison multiple de plusieurs groupes de données deux par deux est réalisée avec un test de Steel-Dwass (équivalent non paramétrique du test de Tukey). Nous avons réalisé tous ces tests de comparaison avec le logiciel Kyplot® (version 2.0 beta 15).

Les résultats des tests statistiques apparaissent sous forme d'astérisque (*) ou de lettre (a,b,c). Un astérisque signifie que la donnée en question est significativement différente de la valeur témoin et ce, au seuil de 5%. Si un seuil de 10% est exceptionnellement utilisé, il sera indiqué dans le tableau en question. Une même lettre appliquée à deux données signifie que celles-ci sont statistiquement identiques. Deux lettres différentes montrent une différence significative au seuil de 5%.
## CHAPITRE 3 :
METHODE DE MESURE DE LA DISPONIBILITE DES HAP
Introduction

L'objectif de la thèse est de comprendre les facteurs intervenant dans l'évolution des HAP dans
un sol de friche industrielle. Parmi ces facteurs, nous cherchons à connaître l'influence de ceux
qui sont modifiés par les conditions rhizosphériques. La revue bibliographique a montré que
l'évolution des HAP dans les sols était dépendante d'une propriété prépondérante qu'est leur
**disponibilité**. La disponibilité des HAP désigne la forme sous laquelle ceux-ci peuvent
potentiellement subir des processus biologiques, chimiques et physiques. Ces processus
peuvent conduire à la dissipation des HAP et donc à l'évolution dans le temps des teneurs en
HAP des sols. Le compartiment des HAP disponibles correspond à la fraction des HAP les moins
intensément liés à la matrice solide du sol, notamment la matière organique qui est la phase
adsorbante principale des composés hydrophobes.

La revue bibliographique a mis en évidence la nécessité de mesurer la disponibilité des HAP pour atteindre notre objectif mais elle a également permis de rendre compte de la difficulté de cette opération. En effet, il existe de nombreuses méthodes de mesure de la disponibilité des HAP. Cependant, ces méthodes intéressent généralement des fractions variées des HAP, qui ne correspondent pas toujours au concept de disponibilité. C'est la raison pour laquelle la mesure de la disponibilité avec ces différentes méthodes abouti à des résultats généralement très variables. De plus, la grande majorité des méthodes n'a été validée que sur des sols artificiellement contaminés. Or, dans ces conditions, la disponibilité est très supérieure à celle de sols dans lesquels les HAP ont été introduits depuis une longue période.

Il n'existe donc pas de protocole de mesure de la disponibilité des HAP adapté à l'étude de l'évolution des HAP dans le contexte particulier des sols de friches industrielles. L'objectif de ce chapitre est d'établir un protocole de mesure de la disponibilité adapté aux pollutions anciennes. Le protocole choisi sera utilisé dans l'ensemble du travail pour comprendre les différents paramètres pédologiques et rhizosphériques contrôlant la disponibilité. Dans ce but, nous comparons trois méthodes de détermination de la fraction disponible en HAP et validons celle qui convient le mieux au contexte particulier et à l'objectif de notre travail.

Ces méthodes relèvent i) d'une approche biologique, ii) d'extractions par solvants et iii) d'extractions en phase solide. L'approche biologique repose sur la mesure d'une minéralisation des HAP lors d'une incubation des sols. L'extraction par solvants est évaluée en testant le solvant ayant donné auparavant les résultats les plus prometteurs à savoir le butanol. Enfin, l'extraction en phase solide des HAP utilise une résine adsorbante, le Tenax®.

Le choix sera fait selon deux critères principaux :

i) La fraction déterminée comme disponible doit réellement correspondre à une fraction de HAP susceptible d'être dissipée à court terme dans les sols,

ii) Le protocole choisi doit être **sensible, répétable et facile** à mettre en œuvre.
# Matériels et méthodes

## 1. Matériel

Les différents essais de mesure de la disponibilité en HAP sont réalisés sur les trois sols de friches industrielles HOM, NM et AUG.

## 2. Méthode à cible biologique : la minéralisation des HAP disponibles

Cette méthode repose sur le suivi de la minéralisation des HAP disponibles lors de l'incubation des sols pollués. Lors de cette expérience, les conditions optimales de dégradation sont indispensables afin que la disponibilité des HAP soit le paramètre limitant et que tout HAP disponible soit effectivement dégradé. Il est donc nécessaire qu'une biomasse microbienne dégradante active et non limitante soit présente dans le sol et que des conditions de croissance et de dégradation favorisent la dégradation des HAP. Les conditions de croissance optimales sont une quantité suffisante de nutriments (N, P, K) et d'oxygène. Pour la minéralisation des HAP dans les trois sols de friches étudiés, nous faisons l'hypothèse que la biomasse microbienne dégradante indigène est présente en quantité suffisante pour ne pas représenter un facteur limitant la biodégradation des HAP. Le LIMOS (Laboratoire des Interactions Microorganismes-Minéraux-Matière Organique dans les Sols) de Nancy, partenaire du LSE au sein du GISFI (Groupement d'Intérêt Scientifique pour l'étude des Friches Industrielles) réalise des comptages de gène codant pour les dioxygénase à l'origine de la dégradation des HAP (PAH-RHD$_{a}$). Il a été montré notamment que la biomasse dégradante des sols de friches que l'on étudie représente au moins 1% de la biomasse microbienne totale (Cebron et al., 2008). Les communautés dégradantes ne représentant pas un facteur limitant la biodégradation de HAP, nous avons décidé de ne pas rajouter d'inoculum bactérien dans les sols. Cependant, les conditions optimales de biodégradation sont créées au sein du sol afin que les communautés dégradantes indigènes puissent effectivement dégrader les HAP. L'activité de minéralisation est déterminée en mesurant le flux de dioxyde de carbone dégagé.

L'expérience de minéralisation des HAP est réalisée sur les trois sols de friches industrielles tamisés à 2 mm. Leur incubation est faite dans des piluliers de 12 mL pendant 78 jours. La teneur en HAP est mesurée à 5 dates durant cette période. Trois piluliers sont donc préparés pour chaque date de prélèvement (0, 3, 16, 31 et 78 jours). Avant la mise en pilulier, un lot homogène (400 g) de chacun des sols est préparé, humidifié à 80% de la capacité au champ (c.c.) et fertilisé, avec $NO_3NH_4$ et $KH_2PO_4$ pour obtenir un C:N:P de 100:10:1. Ce ratio est connu pour favoriser l'activité biologique des sols (Sabate et al., 2006). Les nutriments sont apportés dans l'eau d'humidification des sols.

Pour chacun des sols, 10 g de sol équivalent sec sont disposés dans 15 piluliers (5 dates x 3 répétitions). Ces piluliers sont pesés afin de suivre la teneur en eau du sol et maintenir son
humidité à 80% de la c.c. au cours de l'incubation. Trente g de chacun des sols sont directement congelés. Ils représentent les $t_0$ sur lesquels les paramètres du sol avant l'incubation sont mesurés.

Au cours de l'incubation, les sols sont placés dans des incubateurs. Un incubateur est préparé pour chaque sol et chaque date de prélèvement. Au total, 15 incubateurs sont préparés. Ceux-ci sont composés de :

- Trois piluliers contenant chacun 10 g de sol fertilisé et humidifié à 80% de la c.c.,

- Un flacon de 10 mL d'eau distillée pour maintenir l'humidité ambiante,

- Un flacon de 20 mL de soude à 0,5 M afin de piéger le $CO_2$ dégagé des sols.

Trois incubateurs témoins supplémentaires sont préparés afin d'évaluer l'incorporation de $CO_2$ dans la soude sans la présence de sol dans les incubateurs. La Figure 21 montre la préparation des incubateurs ainsi que leur disposition dans la chambre d'incubation.

<figure><img src="image_23.png" /><figcaption>Figure 21 : Préparation des incubateurs des sols. (a : échantillons de sol, b : flacon de soude, c : eau)</figcaption></figure>

Les incubateurs sont fermés et incubés à l'obscurité dans une pièce thermostatée à 28°C. Après la durée d'incubation, les incubateurs correspondant au temps d'incubation sont retirés de la salle thermostatée et les sols sont congelés afin de stopper leur évolution jusqu'à l'analyse des HAP. Tous les incubateurs sont également ouverts. Cette ouverture permet de rétablir l'humidité à 80% de la capacité au champ des sols par pesée, l'ajout d'eau dans les flacons ; elle assure aussi l'oxygénation des enceintes. Enfin, le $CO_2$ piégé dans NaOH est dosé par HCl en présence de $BaCl_2$ (3 mL à 20%) de façon à piéger les carbonates (formation d'un précipité blanc $BaCO_3$ plus stable que $Na_2CO_3$). Ensuite, un indicateur coloré (le thymol phtaléine) est ajouté à la solution et la quantité d'acide chlorhydrique (HCl 0,2 M) nécessaire pour neutraliser la solution (lors du virage de couleur) est déterminée à l'aide d'une burette automatique. La quantité de $CO_2$
piégé dans un flacon de soude d'un incubateur contenant des sols est déduite de la différence de volume d'acide à ajouter dans le flacon de l'incubateur témoin et dans cet incubateur à caractériser. En effet, le CO₂ piégé a pour effet de diminuer l'alcalinité de la solution de soude. Ainsi, les flacons de soude 0,5 M sont remplacés à chaque temps de prélèvement. La mesure du dégagement de CO₂ est effectuée pendant les 60 premiers jours de l'incubation.

Les teneurs en HAP totaux des sols après leur incubation entre 0 et 78 jours sont analysées par une extraction ASE et une analyse HPLC (voir le paragraphe 1 Quantification des HAP des sols du chapitre 2, p 56).

### 3. Extraction des HAP disponibles par solvant : le butanol

L'extraction des HAP disponibles par un solvant est faite avec du butanol. Celle-ci est pratiquée sur chacun des sols étudiés. Les sols sont au préalable séchés à l'air et tamisés à 2 mm. Dix g de sol sont ensuite placés dans des tubes à centrifuger en verre de 30 mL et 15 mL de butan-1-ol (Fisher Scientific) sont ajoutés (rapport solide : liquide 10 :15). Cette suspension est agitée manuellement pendant 2 min. Les suspensions de sol sont alors laissées à décanter pendant environ 3 h. Le surnageant est filtré à 0,22 µm (filtre en PES-Milipore) pour l'analyse HPLC des 16 HAP EPA.

### 4. Extraction des HAP disponibles en phase solide : cinétique de désorption sur Tenax

#### 4.1. Protocole expérimental

Nous avons réalisé des cinétiques de désorption des HAP sur résine Tenax sur les trois sols étudiés. Une suspension est préparée en mettant dans un flacon en verre, 2 g de sol et 300 mL d'une solution contenant 0,01M de $CaCl_2$ et 200 mg kg$^{-1}$ de $NaN_3$ pour inhiber toute activité biologique. Deux g de Tenax TA (177-250 µm) sont ajoutés à la suspension et les flacons sont mis à agiter sur un agitateur rotatif à une vitesse de 15 rpm dans une pièce thermostatée à 20°C. Après des temps d'agitation définis (11 temps compris entre 4 et 300 h), l'agitation est stoppée et les flacons sont laissés à décanter pendant 1 h. Ce temps permet une décantation des particules de sols et la flottation du Tenax. La Figure 22 montre la séparation des deux phases suite à l'étape de décantation.
<figure><img src="image_24.png" /><figcaption>Figure 22 : Photographie du flacon sérum permettant la mise en contact entre une suspension de sol et la résine adsorbante.</figcaption></figure>

Après séparation des phases sol et Tenax, la résine adsorbante est aspirée par un système sous vide (Figure 23).

<figure><img src="image_25.png" /><figcaption>Figure 23 : Système d'aspiration sous vide du Tenax flottant à la surface de la suspension.</figcaption></figure>

Le Tenax temporairement repris dans un erlemeyer est alors transféré sur un tamis de maille 50 µm où il est rincé à l'eau. Le Tenax est séché à l'air pendant 30 min à l'aide de papier absorbant aspirant l'eau à travers le tamis. Le Tenax est ensuite transféré dans un tube à centrifuger de 30 mL à l'aide de 25 mL d'un mélange acétone/hexane 50/50 v/v. Les HAP sont extraits deux fois par ce mélange de solvant lors d'une sonication des tubes pendant 1 h (Bain à ultrasons Branson 5210). Le solvant est alors transféré dans un flacon à évaporation de 60 mL (Figure 24).
<figure><img src="image_26.png" /><figcaption>Figure 24 : Dispositif de récupération de l'hexane chargé de HAP.</figcaption></figure>

Le solvant est évaporé dans le TurboVap LV et les HAP sont repris dans de l'acétonitrile pour l'analyse des HAP. Les flacons contenant les suspensions de sol sont complétés à 300 mL de solution afin de compenser les faibles pertes induites par l'aspiration du Tenax. Deux g de Tenax sont ajoutés à la suspension qui est remise à agitation pour le temps de prélèvement suivant.

## 4.2. Modélisation des cinétiques

Nous avons utilisé deux modèles pour décrire les données expérimentales de désorption. Le premier, appelé "modèle à deux compartiments", est défini par deux compartiments de désorption du premier ordre. Il a été proposé par Cornelissen et ses co-auteurs (Cornelissen et al., 1997):

$$ \frac{S_t}{S_0} = F_{rapide}e^{-k_{rapide}t} + F_{lent}e^{-k_{lent}t} $$

Où $S_t$ et $S_0$ (mg kg⁻¹) sont respectivement les teneurs en HAP au temps t (h) et au temps initial ; $F_{rapide}$ et $F_{lent}$ (-) sont les fractions de HAP présents dans les compartiments rapidement et lentement désorbables ; $k_{rapide}$ et $k_{lent}$ (h⁻¹) sont les constantes de désorption des compartiments de HAP à désorption rapide et lente. Nous avons déterminé ces quatre paramètres par ajustement de courbe avec le logiciel Kyplot. Les ajustements sont conduits en minimisant le carré des différences entre les valeurs expérimentales et calculées de $S_t/S_0$, et en imposant une somme de deux fractions $F_{rapide}$ et $F_{lent}$ égale à 1 (absence d'autres compartiments). Ce même modèle a été testé en y ajoutant un troisième compartiment dont la fraction $F_{très lent}$ est caractérisée par une constante de désorption $k_{très lent}$.
Le second modèle considère un continuum de compartiments définis par leurs constantes de désorption décroissantes (Connaughton et al., 1993). Dans ce cas, la distribution des constantes de désorption est décrite par une distribution gamma. Ce modèle est donc appelé le "modèle de distribution de site". Il est défini par deux paramètres, α et β qui représentent respectivement la forme et l'étendue de la distribution.

$$ \frac{S_t}{S_0} = \left( \frac{\beta}{\beta + t} \right)^{\alpha} $$

# Résultats et discussion

## 1. Minéralisation des HAP

### 1.1.1. Fonctionnement biologique des incubations

Les cinétiques de production de CO₂ dans les trois sols étudiés sont présentées dans la Figure 25. Le flux de CO₂ est maximal au début de l'incubation et il diminue ensuite. Après 20 jours d'incubation, la production de CO₂ devient très faible et non variable. La courbe de production instantanée de CO₂ devient alors quasi linéaire.

<figure><img src="image_27.png" /><figcaption>Figure 25 : Dégagement instantané de CO₂ (µmol g⁻¹ j⁻¹) dans les trois sols incubés.</figcaption></figure>

La Figure 26 montre la production cumulée de CO₂ dans les sols incubés. Après 60 jours d'incubation, la quantité cumulée de CO₂ dégagée est de 14, 35 et 42 µmol g⁻¹ dans respectivement les sols HOM, NM et AUG.
<figure><img src="image_28.png" /><figcaption>Figure 26 : Dégagement cumulé de CO₂ depuis les sols HOM, NM et AUG incubés.</figcaption></figure>

Lors de l'incubation des sols dans des conditions favorisant l'activité des micro-organismes, un dégagement de CO₂ est observé et mesuré après piégeage dans la soude. Ce dégagement de CO₂ est un indicateur de l'activité biologique des sols. Il est en effet produit par les micro-organismes lors de l'oxydation de substrats organiques. Ce substrat peut être de la matière organique simple comme des sucres, des matières organiques humifiées ou même des composés organiques complexes tels les HAP.

Le dégagement de CO₂ étant maximal pendant les trois premiers jours d'incubation, le temps de latence est très court dans les trois sols étudiés. Le temps de latence se définit comme étant le temps nécessaire pour qu'une communauté bactérienne non active à cause d'une absence d'eau et/ou d'une faible température redevienne active lorsqu'on la replace dans des conditions favorables. Pendant cette phase, les micro-organismes se multiplient et remettent en place leurs systèmes métaboliques. Pendant les 20 premiers jours, le carbone facilement disponible est assimilé par les micro-organismes organotrophes et hétérotrophes. Après 20 jours d'incubation, la quantité de carbone disponible pour les micro-organismes diminue. Les 16 HAP ne représentent que 1 à 1,5% du stock total de CO des trois sols étudiés. Les conclusions faites sur la matière organique en général ne peuvent donc pas être généralisées au stock très spécifique de matière organique que sont les HAP. Après 60 jours d'incubation, les quantités cumulées de CO₂ dégagé (14 à 42 µmol g⁻¹) sont du même ordre de grandeur que celles obtenues dans un sol agricole non contaminé de texture proche de celle des sols que nous étudions. En effet, dans un sol sablo-limoneux, un dégagement de CO₂ compris entre 25 et 35 µmol g⁻¹ a été observé après 60 jours d'incubation (Amellal, 2004). Cependant, nous aurions pu nous attendre à un dégagement de CO₂ supérieur dans les sols de friche par rapport au sol agricole. En effet,
l'incubation du sol agricole, contrairement à l'incubation des sols de friche, a été réalisée sans fertilisation préalable c'est-à-dire dans des conditions défavorables à la biodégradation des matières organiques. De plus, le sol agricole contient une teneur en CO (0,83%) très inférieure à celle des sols de friche étudiés (6,2 à 10%). Le fait que la quantité de carbone minéralisé dans les sols de friche ne soit pas supérieure à la quantité de carbone dans le sol agricole peut s'expliquer de la manière suivante. Tout d'abord, les sols industriels présentent une toxicité du fait de la présence de HAP mais aussi de nombreux autres contaminants organiques et métalliques. Cette toxicité est susceptible d'affecter l'activité microbienne et ainsi de réduire les vitesses de minéralisation de la matière organique. Nous ne pouvons pas vérifier cette toxicité car nous n'avons pas effectué de dénombrement de micro-organismes dans les sols. De plus, la nature de la matière organique d'un sol de friche est différente de celle d'un sol agricole. Nous avons vu dans la revue bibliographique que les sols de friches contenaient de la matière organique anthropogénique étant beaucoup plus récalcitrante c'est-à-dire beaucoup moins sensible à la dégradation microbienne que les matières organiques naturelles. Ensuite, la dégradation des matières organiques est plus faible dans le sol HOM par rapport aux deux autres sols de friche. Encore une fois la toxicité des matrices peut expliquer une partie de cette observation car le sol HOM est celui qui contient la plus forte concentration en HAP. Mais ce sol contient également une teneur très élevée en calcaire. L'ion Ca²⁺ induit la précipitation des acides humiques à la surfaces des minéraux (Duchaufour, 1983), réduisant ainsi leur dégradation par les micro-organismes du sol.

Une fraction du CO₂ dégagé provient de la minéralisation des HAP. Il semble difficile de différencier expérimentalement cette fraction. Nous avons envisagé l'utilisation de la signature isotopique des HAP pour différencier le carbone provenant de leur minéralisation dans le CO₂ libéré (Lichtfouse et al., 1997). Le δ¹³C des HAP est compris entre -24 ‰ et -31 ‰ (Lichtfouse et al., 1997 ; McRae et al., 1999 ; Bugna et al., 2004). Le δ¹³C de la matière organique des sols sous plantes en C3, ce qui est très majoritairement le cas sous nos latitudes, est de -24 ‰. Compte tenu de la proportion de HAP par rapport à la matière organique totale des sols étudiés, de la vitesse de dégradation de la matière organique du sol et de la vitesse de dégradation des HAP (théoriquement inférieure à celle de la matière organique totale), la signature isotopique des HAP ne permet d'induire une variation significative et quantifiable du δ¹³C du CO₂ dégagé. Dans notre expérience il n'est donc pas possible de différencier l'origine du dioxyde de carbone. Pour permettre cette mesure, deux méthodes seraient possibles : la contamination artificielle en HAP d'un sol sous plante C4 (δ¹³C de la matière organique = -13 ‰) ou la contamination d'un sol avec des HAP marqués ¹⁴C. Cependant ces méthodes ne permettent pas d'étudier le contexte qui nous intéresse c'est-à-dire les contaminations vieillies en HAP. La mesure des HAP minéralisés ne peut donc se faire que par la différence entre la teneur initiale et la teneure totale.

Les 16 HAP EPA atteignent une concentration représentant de 1 à 1,6% de la teneur totale en carbone organique. La quantité de carbone organique dégradée et minéralisée sous forme de
CO₂ correspond à respectivement 0,17, 0,50 et 0,82% de la quantité totale de carbone présent dans les sols HOM, NM et AUG. Dans le cas où la vitesse de dégradation des HAP est identique à celle des autres matières organiques, nous pouvons attendre un pourcentage de dégradation des HAP proche du pourcentage de dégradation du COT c'est à dire inférieur à 1%. Si la dégradation des HAP est défavorisée au profit de matières organiques plus facilement assimilables, ce pourcentage sera encore plus faible. Ces premières estimations tendent à faire penser que la variation des teneurs en HAP sera très faible et donc difficilement quantifiable. Nous allons vérifier cette hypothèse par le suivi des teneurs en HAP au cours de l'expérience d'incubation.

### 1.1.2. Evolution de la concentration en HAP

La Figure 27 représente la variation de la teneur en la somme des 16 HAP EPA durant les 78 jours d'incubation. Comme, il a été montré lors de la présentation des trois sols et des analyses par le laboratoire d'Arras dans le chapitre 2, les trois sols présentent des teneurs en HAP différentes. Dans le sol le plus contaminé, le sol HOM, la somme des 16 HAP EPA atteint environ 2000 mg kg⁻¹. Dans les deux autres sols, NM et AUG, cette teneur se trouve aux alentours de 700 mg kg⁻¹. Ce graphique montre une faible évolution des teneurs en HAP totaux au cours d'une incubation de 78 jours.

<figure><img src="image_29.png" /><figcaption>Figure 27 : Teneurs en HAP totaux (somme des 16 HAP EPA) en mg kg⁻¹ au cours de l'incubation des trois sols Homécourt (HOM, Neuves-Maisons (NM) et ancienne usine à gaz (AUG).</figcaption></figure>

Dans le sol HOM, la teneur en HAP augmente faiblement au cours de l'incubation. Cependant les écarts types sur chacune des valeurs sont très élevés. Dans le sol AUG, la tendance de la courbe est très linéaire sans aucune variation visible au cours de l'incubation. Dans le sol de NM, les teneurs en HAP totaux sont proches à chacun des points de prélèvement sauf après 16 jours
où on observe une teneur supérieure aux autres temps de prélèvement.

La Figure 28 présente l'évolution des teneurs en HAP en fonction des classes de HAP. Dans les trois sols, la teneur en HAP à 2 cycles benzéniques est très faible, comprise entre 10 et 30 mg kg⁻¹. Cette concentration varie beaucoup au cours d'une incubation de 78 jours et ce, sans suivre de tendance linéaire. De plus, les écarts types sur ces valeurs sont très élevés. L'évolution des HAP possédant 3, 4 et 5 cycles benzéniques au cours de l'incubation est proche et donc semblable à l'évolution observée pour la somme des 16 HAP EPA. On peut donc observer pour chacune de ces classes de HAP, une stabilité des teneurs du sol NM, une teneur en HAP après 16 jours un peu plus élevée que pour les autres points de prélèvement dans le sol AUG, et une tendance à l'augmentation des teneurs en HAP dans HOM ainsi que de forts écarts types qui ne permettent pas de valider statistiquement les tendances observées.

<figure><img src="image_30.png" /><figcaption>Figure 28 : Evolution des teneurs en HAP au cours de l'incubation trois sols Homécourt (HOM, Neuves-Maisons (NM) et ancienne usine à gaz (AUG). pour les HAP à 2 cycles benzéniques (a), 3 cycles benzéniques (b), 4 cycles benzéniques (c) et 5 cycles benzéniques (d).</figcaption></figure>

Le Tableau 6 présente le pourcentage d'évolution des teneurs de chacun des HAP après 78 jours d'incubation et ce, par rapport à la teneur initiale, avant la mise en place dans les
microcosmes. Ces données permettent de juger de l'intensité de l'évolution ainsi que de la variation des résultats d'évolution sur les trois répétitions réalisées. On observe tout d'abord une augmentation non significative (à p=0,05) de 18 % de la teneur en les 16 HAP EPA dans le sol HOM. Dans les sols NM et AUG l'évolution moyenne est quasi nulle. Pour les trois sols, les écarts types sont très élevés et aucune des évolutions n'est statistiquement significative (p = 0,05). Les évolutions de chacun des HAP témoignent également de comportements contrastés allant d'une diminution de 27% (DahA sur NM) à une augmentation de 108% (Ant sur HOM). Les écarts types sont encore une fois très élevés et les différences entre les teneurs initiales et après 78 jours d'incubation sont rarement significatives. Seuls cinq HAP dans le sol HOM voient leur concentration augmenter de manière statistiquement significative (p = 0,05).

<table><caption>Tableau 6 : Pourcentage de variation ± écart type, entre les concentrations en HAP au temps initial et après 78 jours d'incubation. * La concentration après 78 jours est significativement différente que la teneur initiale au seuil p=0,05.</caption><thead><tr><th></th><th>HOM</th><th>NM</th><th>AUG</th></tr></thead><tbody><tr><td>Naphtalène</td><td>-24,7 ± 5,9</td><td>63,4 ± 30,9</td><td>-10,1 ± 11,4</td></tr><tr><td>Phénanthrène</td><td>26,6 ± 12,1 *</td><td>3,6 ± 16,5</td><td>14,6 ± 51,4</td></tr><tr><td>Anthracène</td><td>108,7 ± 64,1</td><td>36,1 ± 60,3</td><td>-11,5 ± 55,4</td></tr><tr><td>Fluoranthène</td><td>15 ± 12,2</td><td>-0,5 ± 11,1</td><td>-3,8 ± 25,7</td></tr><tr><td>Pyrène</td><td>-14,9 ± 24,1</td><td>20,7 ± 46,3</td><td>-3,6 ± 8,1</td></tr><tr><td>Benzo(a)Anthracène</td><td>18,3 ± 9,5</td><td>-11,1 ± 11,9</td><td>-5,6 ± 17,8</td></tr><tr><td>Chrysène</td><td>20,9 ± 11,5</td><td>-4,5 ± 6,2</td><td>-6,6 ± 15,8</td></tr><tr><td>Benzo(b)fluoranthène</td><td>12,1 ± 7,5 *</td><td>-5,2 ± 4,3</td><td>-2,7 ± 13,2</td></tr><tr><td>Benzo(k)fluoranthène</td><td>35,6 ± 19,8 *</td><td>18 ± 12,9</td><td>26,5 ± 18,7</td></tr><tr><td>Benzo(a)pyrène</td><td>19,1 ± 7,7 *</td><td>-5,4 ± 10,1</td><td>-3,8 ± 14,7</td></tr><tr><td>Dibenzo(a,h)anthracène</td><td>16 ± 12,7</td><td>-27,6 ± 6,1</td><td>-1,9 ± 23,7</td></tr><tr><td>Benzo[g,h,i]pérylène</td><td>23,5 ± 5,5 *</td><td>2,1 ± 8,5</td><td>6,1 ± 13,5</td></tr><tr><td>Indéno(1,2,3,c,d)pyrène</td><td>46,9 ± 19,5</td><td>5,9 ± 8,6</td><td>15 ± 11,9</td></tr><tr><td>Somme</td><td>18,4 ± 9,1</td><td>3,1 ± 12,1</td><td>-0,7 ± 23,6</td></tr></tbody></table>

Plusieurs raisons permettent d'expliquer la variabilité des teneurs en HAP mesurées :

i) La **pollution** dans un sol de friche industrielle est **distribuée de façon très hétérogène**. Malgré les précautions prises pour diminuer cette hétérogénéité (tamisage, quartage, mélange), il est probablement impossible de fabriquer deux lots de sols identiques. Or, nous travaillons avec des échantillons sacrifiés à chaque temps de prélèvement. Ceci signifie que chaque point est issu de l'évolution indépendante d'un échantillon de sol qui n'est pas strictement identique aux autres échantillons de sol.

ii) Du fait de l'hétérogénéité de la pollution, **l'activité biologique** dans les sols peut être variable d'un pilulier à l'autre. La variabilité de l'activité biologique ne peut pas être constatée car les trois répétitions d'un même sol et d'un même temps de prélèvement sont
installées dans un même incubateur. Le dégagement de CO₂ mesuré est donc une
moyenne des trois répétitions.

iii) La **méthode d'extraction** peut être faillible et des erreurs peuvent être commises au cours de cette étape. Elle a été mise au point pour extraire 100 % des HAP mais nous avons peu de recul sur l'extraction des HAP piégé dans du *black carbon* par exemple. De plus, l'étape de reprise dans l'acétonitrile comporte de nombreuses manipulations pouvant être à l'origine d'un biais.

iv) L'analyse des HAP par HPLC est une méthode fiable et sensible. Cependant, les sols contiennent de nombreux autres composés organiques que les HAP, ce qui induit des phénomènes de co-élutions. La co-élution est le principal phénomène diminuant la sensibilité de l'analyse HPLC.

Les erreurs exposées ici sont à l'origine d'un coefficient de variation des données d'analyses des HAP moyen de 15% lors de la réalisation des analyses en triplicat. Ceci signifie que dans les conditions de l'expérience et avec un nombre de trois répétitions, un abattement approximatif d'au moins 15% des teneurs en HAP est nécessaire pour observer une variation significative des teneurs et ainsi pouvoir déterminer une concentration disponible. Des travaux sur les friches industrielles ont mis en évidence une disponibilité des HAP dans un contexte de contaminations anciennes pouvant être inférieure à 15% (Hawthorne et al., 2002). Dans ce cas, le test de minéralisation des HAP n'est pas adapté à la mesure de la disponibilité des HAP. Cette conclusion est en accord avec l'hypothèse que nous avons faite suite au suivi du dégagement de CO₂ selon laquelle la minéralisation des HAP en 78 jours serait inférieure à 1% et par conséquent indécelable. Quelques changements dans les conditions de l'expérience auraient peut être permis de diminuer la variabilité des résultats et d'observer une variation significative des teneurs en HAP. L'hétérogénéité des matériaux ne peut être encore diminuée que par le broyage des sols. Celui-ci n'est pas souhaitable car pouvant affecter la disponibilité des HAP. L'incubation de sols broyés conduirait très probablement à la surestimation de la fraction disponible de HAP. La variabilité induite par l'hétérogénéité des matériaux pourrait donc être outrepassée par l'augmentation du nombre de répétitions. Nous avons également fait l'hypothèse que la variabilité de l'activité biologique dans les différents piluliers était en cause dans la variabilité de l'évolution des teneurs en HAP. En effet, le dégagement de CO₂ ne permet que de suivre l'activité biologique globale c'est-à-dire de la totalité des micro-organismes du sol. Cependant, nous avons vu en introduction que les micro-organismes dégradants représentaient environ 1% de la microflore totale. Nous avons mis en évidence un temps de latence très court pour la biomasse microbienne totale suite à la réhumidification des sols. Ceci signifie que les fonctions métaboliques se remettent en place très rapidement pour la plupart des micro-organismes. Cependant, nous ne pouvons pas vérifier si c'est le cas pour le pool particulier des micro-organismes dégradants. Afin d'uniformiser l'activité dégradante dans chacun des piluliers, il
serait envisageable d'ajouter un inoculum bactérien dégradant dans chacun des sols. Enfin, malgré tout ces facteurs de variabilité, la disponibilité des HAP dans les sols de friches industrielles reste faible. Ce facteur limitant ne peut être dépassé que par l'allongement de la durée de l'incubation. Cette augmentation de la durée de l'expérience permettrait en effet de mettre en évidence une fraction biodégradée qui serait plus ou moins corrélée avec la fraction disponible. Rappelons que la fraction disponible est la fraction qui est susceptible à un temps donné, de subir des processus induisant leur dissipation telle la biodégradation. Cette fraction n'est pas détectable en 78 jours alors qu'une activité biologique est présente dans les sols. Si nous laissons incuber plus longtemps, de nouveaux processus vont se mettre en place dans les sols, ceux-ci faussant ainsi la fraction simplement disponible. Ces processus sont par exemple la recharge de la fraction disponible, les cinétiques de recharge étant indépendantes de la simple disponibilité des HAP. De plus, l'incubation de longue durée induit des processus microbien tels la sécrétion de surfactants pouvant induire la désorption de HAP et la surestimation de la fraction disponible (Phillips et al., 2000 ; Holman et al., 2002 ; Qiu et al., 2004).

Dans le contexte des sols de friches industrielles, il apparaît donc qu'une extraction des HAP soit plus adaptée qu'une expérience de minéralisation. En effet, l'extraction est susceptible de passer outre certains biais observés lors d'une analyse des teneurs totales en HAP.

## 2. Extraction au butanol

Les quantités de HAP extraites par le butanol pour chacun des trois sols sont présentées dans la Figure 29. L'extraction a abouti à des résultats très reproductibles. La quantité de HAP extraite au butanol est variable en fonction de nombre de cycles benzéniques. Dans chacun des trois sols, les quantités de HAP légers (naphtalène, acénaphtène, acénaphtylène et fluorène) extraites au butanol sont les plus faibles. Elles sont inférieures à 25 mg kg⁻¹ de sol. Les quantités de dibenzo(a,h)anthracène extraites au butanol sont du même ordre de grandeur que celles des HAP légers. Le sol NM se distingue par la très faible teneur en phénanthrène et anthracène extractibles (environ 5 mg kg⁻¹ de sol). Enfin, les teneurs extractibles sont d'autant plus élevées que les teneurs totales sont élevées.

Le Tableau 7 présente pour chacune des classes de HAP, la proportion de HAP extractibles au butanol par rapport au HAP totaux.
<figure><img src="image_31.png" /><figcaption>Figure 29 : Teneurs en HAP totaux et extraits au butanol pour les trois sols étudiés a) HOM, b) NM et c) AUG.</figcaption></figure>

<table><caption>Tableau 7 : Pourcentage (%) de HAP extractibles au butanol en fonction du nombre de cycle benzéniques dans les sols HOM, NM et AUG.</caption><thead><tr><th></th><th>HOM</th><th>NM</th><th>AUG</th></tr></thead><tbody><tr><td>2 cycles benzéniques</td><td>57,7 ± 4,4</td><td>44,3 ± 2,6</td><td>50,1 ± 8,0</td></tr><tr><td>3 cycles benzéniques</td><td>61,1 ± 1,6</td><td>41,1 ± 1,6</td><td>39,3 ± 0,9</td></tr><tr><td>4 cycles benzéniques</td><td>62,6 ± 4,6</td><td>43,7 ± 0,3</td><td>52,4 ± 0,4</td></tr><tr><td>5 cycles benzéniques</td><td>56,1 ± 0,4</td><td>45,5 ± 1,7</td><td>50,3 ± 0,1</td></tr><tr><td>Somme des 16 HAP EPA</td><td>60,7 ± 1,4</td><td>43,9 ± 0,6</td><td>47,9 ± 0,9</td></tr></tbody></table>
La fraction de HAP extractible varie en fonction des sols. Pour la somme des 16 HAP EPA, l'extractibilité des HAP est de 60% dans le sol HOM alors qu'elle est significativement plus faible dans les deux autres sols soit 44 et 48% dans respectivement les sols NM et AUG. L'extractibilité de la somme des 16 HAP EPA reflète l'extractibilité de chacune des classes de HAP. En effet, sauf pour les HAP à trois cycles dans le sol AUG, la fraction extractible de chacune des classes varie très peu en comparaison de la fraction extractible de la somme des HAP. L'extractibilité des HAP d'un sol par du butanol n'est donc pas dépendante de leur nombre de cycles benzéniques et ce, dans les trois sols de friches industrielles testés.

Ces résultats sont cohérents avec d'autres travaux réalisés sur des sols d'anciennes usines à gaz et d'anciennes cokeries sur lesquels l'extractibilité moyenne des HAP par le butanol est de 66% (Thiele-Bruhn et Brümmer, 2004). Les proportions extractibles au butanol sont très élevées. Elles ne représentent donc pas directement les proportions de HAP disponibles mais peuvent être corrélées avec elles. Le fait qu'il n'existe pas de relation entre la masse moléculaire des HAP et leur extractibilité ne correspond *a priori* pas au concept de la disponibilité découlant de la revue de littérature. En effet, la disponibilité des HAP est contrôlée par des processus d'adsorption et de diffusion dont l'intensité dépend de la masse moléculaire des HAP (Sims et Overcash, 1983). Il est donc probable que cette méthode différencie les HAP en fonction de leur degré de séquestration mais pas en fonction de leur degré de liaison avec la matrice solide.

## 3. Cinétique de désorption sur la résine Tenax

### 3.1. Description des cinétiques

Lors de la mise en contact d'une suspension de sol contaminé et de la résine adsorbante Tenax, la quantité de HAP désorbée du sol et adsorbée sur la résine augmente avec le temps (Figure 30). Tout d'abord, les quantités de HAP désorbées en 300 h sont très supérieures dans le sol HOM que dans les deux autres sols. Les résultats offrent peu de variation. Pour les trois sols, les cinétiques de désorption présentent deux phases distinctes : i) de 0 à environ 50 h, la désorption des HAP est rapide et atteint de 40 à 60% de la quantité totale désorbée pendant l'ensemble de la durée de l'expérience ; la quantité de HAP (somme des 16 HAP EPA) désorbée atteint environ 5 mg kg⁻¹ dans NM et AUG et 60 mg kg⁻¹ dans HOM. ii) de 50 à 300 h d'agitation, les vitesses de désorption sont plus faibles et les cinétiques de désorption suivent une tendance quasi linéaire. Le temps nécessaire pour atteindre la transition entre la phase rapidement désorbable et la phase lentement désorbable dépend des sols. Ce temps est proche de 60 h dans le sol HOM alors qu'il se situe entre 30 et 40 h dans les deux autres.
<figure><img src="image_32.png" /><figcaption>Figure 30 : Teneurs cumulées en HAP (Somme des 16 HAP EPA) désorbés des trois sols étudiés par extraction avec une résine Tenax.</figcaption></figure>

Les faibles écarts-types observés sur le graphique montrent la sensibilité et la reproductibilité de cette méthode malgré les très faibles quantités de HAP extraites. La forme des cinétiques de désorption obtenues avec les sols de friches industrielles est proche de celle observée par Cornelissen et ses co-auteurs (Cornelissen et al., 1998) avec des sédiments contaminés. Dans ce travail, une relation entre la fraction rapidement désorbable et la fraction disponible a été mise en évidence. La même forme de cinétique de désorption a été observée sur des sols artificiellement contaminés aux HAP mais le temps de transition entre les deux fractions est atteint plus rapidement que dans les sols de friches industrielles (Cornelissen et al., 1997 ; Cornelissen et al., 1997). En effet, seulement 20 h sont nécessaire pour désorber la fraction rapidement désorbable. Comme dans les sols que nous avons étudiés, environ 50 h sont nécessaires dans un sédiment anciennement contaminé. Des cinétiques de désorption sur la résine XAD des HAP de sols d'anciennes usines à gaz ont été étudiées par (Hawthorne et al., 2002) : le temps nécessaire à la désorption des HAP rapidement désorbables est compris entre 30 et 40 h.

La forme des cinétiques de désorption des HAP dans les trois sols étudiés est proche de celle observée dans des sédiments contaminés ou des sols artificiellement contaminés. Il en est de même pour le temps d'agitation nécessaire pour désorber la totalité de la fraction de HAP rapidement désorbable. Pour ces raisons, la fraction rapidement désorbable sur une résine Tenax peut être utilisée pour estimer la fraction disponible de HAP dans des sols de friches industrielles. De plus, la sensibilité et la reproductibilité de la méthode sont indispensables dans un contexte de friches industrielles où les quantités disponibles sont théoriquement faibles.
## 3.2. Modélisation des cinétiques

Il est nécessaire de vérifier la justesse de cette méthode par rapport au concept de disponibilité. La très faible minéralisation observée au cours du test d'incubation ne permet pas d'établir une corrélation entre une fraction biodégradée et la fraction extraite par le Tenax. Par contre, une description plus précise des cinétiques de désorption obtenues pour chacun des sols peut permettre de déterminer les caractéristiques des fractions désorbées et de vérifier ainsi si ces caractéristiques sont cohérentes avec celles des HAP disponibles. La description des cinétiques de désorption nécessite leur modélisation. Pour modéliser les cinétiques de désorption, nous avons transformé les données de quantités de HAP désorbés en quantités relatives de HAP toujours adsorbées au sol durant l'agitation ($S_t/S_0$). Nous avons testé deux modèles pour décrire ces données. La Figure 31 présente les résultats obtenus pour trois des HAP, les plus représentatifs.

<figure><img src="image_33.png" /><figcaption>Figure 31 : Cinétiques de désorption du phénanthène (a), pyrène (b) et benzo(a)pyrène (c) dans les sols trois sols. $S_t/S_0$ représente le pourcentage de HAP encore adsorbé au sol au temps t. Les cinétiques sont modélisées par un modèle à deux fractions (---) et un modèle à distribution de sites (---).</figcaption></figure>

Les courbes et les résultats d'ajustements sont similaires avec tous les autres HAP (voir Annexe
2). Même si la forme des courbes obtenues par la modélisation des cinétiques de désorption est similaire pour tous les HAP dans les trois sols, l'intensité de la désorption varie. La diminution de S<sub>t</sub>/S<sub>0</sub>, qui représente la fraction de HAP toujours adsorbée au sol au temps t, est la plus rapide dans le sol HOM. Ensuite, la désorption est la plus rapide dans le sol NM et enfin dans le sol AUG. Pour tous les HAP, le modèle à deux fractions décrit bien les cinétiques de désorption dans les trois sols. Les ajustements sont meilleurs avec ce modèle comparé aux ajustements obtenus avec le modèle de distribution de sites (voir Annexe 3). Ceci est mis en évidence par la comparaison des coefficients de détermination (r<sup>2</sup>). Il existe cependant une exception ; dans le sol HOM, pour 4 HAP (acénaphtène, fluorène, phénanthrène et anthracène), le modèle de distribution de sites s'ajuste mieux aux données expérimentales (r<sup>2</sup> supérieur) que le modèle à deux fractions. Pour ces HAP légers, une troisième fraction de HAP ayant une vitesse de désorption distincte commence avant les 300 heures de contact entre le Tenax et le sol. En effet, la désorption est d'une manière générale plus rapide dans le sol HOM et 300 h d'agitation permettent d'atteindre une fraction ayant une constante de désorption inférieure. Dans ce cas particulier, un modèle à trois compartiments serait plus adapté qu'un modèle à deux fractions. Nous avons amélioré l'ajustement avec un tel modèle (voir Annexe 3). Mais l'ajout de deux nouveaux paramètres à la description des cinétiques de désorption (F<sub>très lent</sub> et K<sub>très lent</sub>) rend ceux-ci la plupart du temps non sensibles et donc difficiles à interpréter.

La modélisation des cinétiques de désorption montre donc que dans un sol de friche industrielle, les HAP se désorbant en 300 h ne sont pas distribués selon un continuum de compartiments ayant des vitesses de désorption décroissantes comme cela a été proposé par Connaughton et ses co-auteurs (Connaughton et al., 1993). Il y a, à la surface des agrégats, une fraction rapidement désorbable possédant une vitesse de désorption unique. C'est la raison pour laquelle un modèle considérant deux compartiments est le plus approprié pour décrire les cinétiques de désorption des HAP durant 300 h. De plus, la fraction rapidement désorbable définie par ce modèle à deux compartiments est cohérente avec la définition théorique de la fraction disponible si l'on admet, en effet, que la fraction disponible est faiblement liée à la matrice solide du sol, ce qui lui permet de passer facilement et donc rapidement dans la solution du sol pour subir des processus physico-chimiques ou biologiques entraînant leur dissipation.

3.3. Description des paramètres du modèle de désorption à deux compartiments

3.3.1. Description des vitesses de désorption

Le Tableau 8 présente deux paramètres obtenus à partir de l'ajustement des cinétiques de désorption des HAP avec le modèle à deux compartiments. Il s'agit des vitesses de désorption des deux compartiments de HAP induits par une agitation en suspension de 300 h, le rapidement
et le lentement désorbable. Ces paramètres donnent des informations sur les processus qui contrôlent la désorption de chacun des deux compartiments.

<table><caption>Tableau 8 : Constantes cinétiques de désorption des compartiments de HAP rapidement et lentement désorbables obtenues avec le modèle à deux compartiments de Cornelissen (deux valeurs affectées de la même lettre pour deux classes de HAP dans un même sol ne sont pas significativement différentes au seuil de 5%).</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="3">k<sub>rapide</sub> (h<sup>-1</sup>)</th><th colspan="3">k<sub>lent</sub> (10<sup>-4</sup> h<sup>-1</sup>)</th></tr><tr><th>HOM</th><th>NM</th><th>AUG</th><th>HOM</th><th>NM</th><th>AUG</th></tr></thead><tbody><tr><td>2 cycles</td><td>0,20 ± 0,01<sup>a</sup></td><td>0,25 ± 0,01<sup>ab</sup></td><td>0,21 ± 0,02<sup>a</sup></td><td>2,07 ± 0,10<sup>a</sup></td><td>1,06 ± 0,05<sup>a</sup></td><td>0,76 ± 0,06<sup>a</sup></td></tr><tr><td>3 cycles</td><td>0,21 ± 0,01<sup>a</sup></td><td>0,33 ± 0,01<sup>a</sup></td><td>0,19 ± 0,01<sup>a</sup></td><td>1,74 ± 0,19<sup>ab</sup></td><td>0,81 ± 0,10<sup>b</sup></td><td>0,35 ± 0,06<sup>b</sup></td></tr><tr><td>4 cycles</td><td>0,15 ± 0,00<sup>b</sup></td><td>0,30 ± 0,05<sup>ab</sup></td><td>0,14 ± 0,02<sup>ab</sup></td><td>1,26 ± 0,20<sup>bc</sup></td><td>0,97 ± 0,03<sup>ac</sup></td><td>0,35 ± 0,06<sup>b</sup></td></tr><tr><td>5 cycles</td><td>0,06 ± 0,01<sup>c</sup></td><td>0,21 ± 0,04<sup>b</sup></td><td>0,05 ± 0,00<sup>b</sup></td><td>1,17 ± 0,25<sup>c</sup></td><td>1,35 ± 0,03<sup>d</sup></td><td>0,38 ± 0,06<sup>b</sup></td></tr><tr><td>16 HAP EPA</td><td>0,17 ± 0,01</td><td>0,27 ± 0,03</td><td>0,16 ± 0,00</td><td>1,48 ± 0,20</td><td>1,10 ± 0,04</td><td>0,38 ± 0,07</td></tr></tbody></table>

La constante de désorption des HAP du compartiment rapidement désorbable ($K_{rapide}$) représente une vitesse de transfert des HAP rapidement désorbables du sol vers le Tenax. Cette valeur varie en fonction des sols et des classes de HAP, entre 0,05 et 0,33 $h^{-1}$. Dans chacun des trois sols, $k_{rapide}$ est identique pour les HAP à deux et trois cycles benzéniques. Pour les HAP possédant plus de cycles benzéniques, $K_{rapide}$ diminue lorsque la masse moléculaire augmente. Pour chaque classe de HAP, les valeurs obtenues pour les sols HOM et AUG sont identiques. Le $K_{rapide}$ moyen (obtenu par l'ajustement des cinétiques de désorption de la somme des 16 HAP EPA) dans le sol NM est de 1,7 fois supérieur que dans les deux autres sols. Cette différence est plus élevée pour les HAP lourds que pour les HAP légers. Les constantes de désorption des HAP du compartiment lentement désorbable sont 400 à 7000 fois inférieures au compartiment rapidement désorbable. Il n'existe pas de relation nette entre la masse moléculaire des HAP et la valeur de $K_{lent}$. Le $K_{lent}$ global des HAP dans le sol HOM est 1,4 fois supérieur que dans NM et 3 fois supérieur que dans AUG.

Pour une classe de HAP donnée, la vitesse de désorption de la fraction rapidement désorbable (assimilée à la fraction disponible) est proche dans les trois sols étudiés. Cette vitesse varie en fonction de la masse moléculaire des HAP et donc des caractéristiques chimiques des molécules. La constante de partage des HAP entre la matière organique et la solution du sol reflète l'intensité du processus d'adsorption. Cette constante augmente avec la masse moléculaire des HAP. La désorption physique de la surface des agrégats jusqu'à l'eau et le Tenax est un des processus contrôlant la vitesse de désorption de la fraction disponible dans les
3 sols. La vitesse de désorption fonction de la masse moléculaire est la conséquence d'une solubilité décroissante et d'un Koc croissant avec une augmentation du nombre de cycles benzéniques. La différence de Koc entre les HAP n'explique pas totalement les variations de vitesse de désorption. En effet, la différence entre les vitesses de désorption de chacune des classes de HAP est faible par rapport aux différences de Koc existant entre elles. Il y a donc d'autres processus que la simple désorption qui permettent aux HAP d'être transférés du sol vers le Tenax et donc d'être comptabilisés comme disponibles. Le premier de ces processus est la diffusion des HAP de l'intérieur de la porosité jusqu'à la solution. La séquestration des HAP à l'intérieur des agrégats dépend de leurs encombrements stériques respectifs. Les HAP lourds, du fait de leur grande taille migrent peu à l'intérieur des agrégats durant le vieillissement de la contamination. Donc, ces molécules peuvent être désorbées sans avoir à diffuser de l'intérieur jusqu'à la surface des agrégats. Au contraire, les HAP légers ont diffusés à l'intérieur des agrégats au cours du vieillissement de la pollution. Il leur faut donc plus de temps pour migrer jusqu'à la solution. La fraction de HAP rapidement désorbables est donc composée de :

i) une fraction passant en phase aqueuse par simple désorption à partir de la matrice solide,

ii) une fraction nécessitant une diffusion rapide (moins de 30 heures) pour atteindre la solution,

Les HAP les plus lourds rapidement désorbables subissent le premier processus alors que les HAP les plus légers subissent les deux c'est-à-dire la désorption et/ou la diffusion.

En ce qui concerne les HAP lentement désorbables, nous observons des variations des vitesses de désorption plus élevées que pour le compartiment rapidement désorbable. De plus, nous n'observons pas de dépendance entre leur vitesse de désorption et la masse moléculaire des HAP. Ceci signifie que tous les HAP du compartiment lentement désorbable ont atteint la solution et donc le Tenax suite à une diffusion et donc une désequestration de la porosité du sol. L'absence de mise en solution après une simple désorption explique l'absence de relation entre la masse moléculaire et la vitesse de désorption.

### 3.3.2. Description de la fraction rapidement désorbable

Le Tableau 9 présente brièvement les valeurs de $F_{rapide}$ obtenus par ajustement des cinétiques de désorption avec le modèle à deux compartiments. Nous ne discuterons pas les données ici, ce tableau a pour seul objectif de montrer l'ordre de grandeur des fractions de HAP rapidement désorbées. Ces valeurs sont comprises entre 0,7 et 6,5% en fonction des classes de HAP et des sols.
<table><caption>Tableau 9 : Fractions de HAP rapidement désorbables (%) obtenus avec le modèle à deux compartiments de Cornelissen.</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="3">F<sub>rap</sub> (%)</th></tr><tr><th>HOM</th><th>NM</th><th>AUG</th></tr></thead><tbody><tr><td>2 cycles benzéniques</td><td>6,51 ± 0,17</td><td>2,97 ± 0,05</td><td>2,28 ± 0,28</td></tr><tr><td>3 cycles benzéniques</td><td>6,05 ± 0,16</td><td>1,20 ± 0,02</td><td>0,71 ± 0,20</td></tr><tr><td>4 cycles benzéniques</td><td>3,45 ± 0,11</td><td>1,13 ± 0,06</td><td>0,71 ± 0,19</td></tr><tr><td>5 cycles benzéniques</td><td>2,03 ± 0,15</td><td>1,27 ± 0,09</td><td>0,67 ± 0,15</td></tr><tr><td>Somme des 16 HAP EPA</td><td>4,17 ± 0,12</td><td>1,29 ± 0,06</td><td>0,74 ± 0,22</td></tr></tbody></table>

En conclusion, les HAP rapidement désorbables mesurés par cette méthode définissent une très faible fraction de HAP présents à la surface des agrégats, la surface des molécules organiques ou dans une porosité très proche de ces surfaces. Ils sont faiblement liés à la matrice solide et facilement transférés dans la solution du sol. Ces HAP représentent moins de 5% de la totalité des HAP. Ceci est en accord avec le concept de la disponibilité. Les HAP rapidement désorbables peuvent donc être considérés comme disponibles. La modélisation des cinétiques de désorption, en plus d'être utilisée pour caractériser précisément les fractions désorbées, peut servir à évaluer la possibilité d'utiliser un protocole simplifié d'extraction de la fraction rapidement désorbable de HAP.

### 3.4. Définition d'un protocole simplifié

Une cinétique de désorption des HAP durant l'agitation d'une suspension de sol contaminé permet la détermination d'une fraction rapidement désorbable. Cette fraction correspond à une fraction disponible de HAP. Cependant cette technique ne remplit pas une des exigences de définition d'un protocole de détermination de la fraction disponible de HAP d'un sol, c'est-à-dire la facilité de mise en œuvre. En effet, la réalisation d'une seule cinétique de désorption nécessite beaucoup de temps de manipulation. Nous vérifions dans ce paragraphe la possibilité d'utiliser le modèle décrivant le mieux les cinétiques de désorption pour déterminer un protocole simplifié d'extraction de la fraction disponible. Pour cela l'objectif est de déterminer, grâce au modèle à deux compartiments, un temps de contact entre le sol et le Tenax permettant d'extraire la fraction de HAP rapidement désorbable, celle qui nous intéresse. La difficulté réside dans le fait que ce temps varie beaucoup entre les sols et les HAP. Ce temps nécessaire pour atteindre la fin de la désorption des HAP rapidement désorbables est défini par les paramètres du modèle à deux fractions. Il s'agit du temps caractéristique défini par $1/K_{rapide}$. Ce temps varie de 2,5 heures (anthracène dans le sol NM) à 32 heures (indeno(1,2,3-c,d)pyrene dans le sol HOM) avec une moyenne de 6,6 heures. Si l'on considère seulement la fraction rapidement désorbée, au temps caractéristique $t=1/k_{rapide}$, le modèle de désorption devient :
$$ \frac{S_t}{S_0} = F_{rapide} e^{-1} $$

Au temps caractéristique, 37% de la fraction rapidement désorbable est encore adsorbée au sol et 63% ont été désorbés. Avec le même raisonnement, au temps $t = 3 \times (1/k_{rapide})$, 95% de la fraction rapidement désorbable sont passés du sol vers le Tenax. L'objectif est de choisir un temps d'agitation permettant de mesurer la fraction rapidement désorbable dans les trois sols de friches et ce, en minimisant l'erreur commise. Ceci signifie qu'il faut trouver le meilleur compromis entre une désorption maximum de la fraction rapidement désorbable et une désorption minimum de la fraction lentement désorbable. Ce compromis est le meilleur pour un temps d'agitation de 30 heures. Le Tableau 10 montre qu'un temps de contact de 30 heures induit une désorption de 93 à 100 % de la fraction rapidement désorbable. Le taux de désorption après 30 heures de la fraction de HAP rapidement désorbable est plus faible dans le sol HOM que dans les deux autres. Ceci est induit par les HAP lourds dans ce sol qui ont un long temps caractéristique par rapport aux autres HAP et aux autres sols. En moyenne, entre 0,15 et 0,48 % de la fraction lentement désorbable sont désorbés après 30 heures d'agitation. Cette désorption induit donc une surestimation de la fraction rapidement désorbable comprise entre 5 et 33 % en fonction des HAP et des sols ($F_{lent}/F_{rapide}$). Ce pourcentage semble acceptable et une extraction après 30 heures d'agitation d'une suspension de sol permet une bonne estimation de la fraction disponible de HAP. De plus, ce résultat est en accord avec ceux de deux autres travaux précédents (Cornelissen et al., 2001 ; Schwab et Brack, 2007) qui ont proposé une extraction de la fraction disponible après respectivement 24 et 30 heures d'agitation.
<table><caption>Tableau 10 : Quantité de HAP de la fraction rapidement désorbable et de la fraction lentement désorbable transférés sur le Tenax après 30h d'agitation.</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="3">% de la fraction rapide à t=30h</th><th colspan="3">% de la fraction lente à t=30h</th><th colspan="3">Proportion de lent/rapide à t=30h</th></tr><tr><th>HOM</th><th>NM</th><th>AUG</th><th>HOM</th><th>NM</th><th>AUG</th><th>HOM</th><th>NM</th><th>AUG</th></tr></thead><tbody><tr><td>Naphtalène</td><td>98,5</td><td>100</td><td>100</td><td>1,03</td><td>0,38</td><td>0,38</td><td>15,57</td><td>10,07</td><td>7,37</td></tr><tr><td>acenaphtène</td><td>100</td><td>100</td><td>100</td><td>0,41</td><td>0,22</td><td>0,16</td><td>6,70</td><td>10,64</td><td>13,73</td></tr><tr><td>Fluorène</td><td>100</td><td>100</td><td>100</td><td>0,44</td><td>0,28</td><td>0,16</td><td>5,77</td><td>11,62</td><td>15,30</td></tr><tr><td>Phenanthrène</td><td>100</td><td>100</td><td>100</td><td>0,56</td><td>0,19</td><td>0,07</td><td>6,51</td><td>14,05</td><td>13,87</td></tr><tr><td>Anthracène</td><td>100</td><td>100</td><td>100</td><td>0,43</td><td>0,16</td><td>0,08</td><td>5,65</td><td>17,49</td><td>8,76</td></tr><tr><td>Fluoranthène</td><td>100</td><td>100</td><td>100</td><td>0,53</td><td>0,29</td><td>0,12</td><td>10,28</td><td>23,78</td><td>17,31</td></tr><tr><td>Pyrène</td><td>100</td><td>100</td><td>100</td><td>0,36</td><td>0,25</td><td>0,09</td><td>9,44</td><td>27,44</td><td>14,97</td></tr><tr><td>Chrysène</td><td>97</td><td>100</td><td>98</td><td>0,60</td><td>0,25</td><td>0,11</td><td>13,90</td><td>16,22</td><td>13,29</td></tr><tr><td>Benzo(b)fluoranthène</td><td>93</td><td>100</td><td>98</td><td>0,41</td><td>0,36</td><td>0,11</td><td>14,38</td><td>28,80</td><td>16,02</td></tr><tr><td>Benzo(k)fluoranthène</td><td>94</td><td>100</td><td>96</td><td>0,54</td><td>0,42</td><td>0,20</td><td>12,56</td><td>32,77</td><td>17,74</td></tr><tr><td>Benzo(a)pyrène</td><td>85</td><td>100</td><td>96</td><td>0,28</td><td>0,31</td><td>0,09</td><td>13,06</td><td>27,87</td><td>15,26</td></tr><tr><td>Dibenzo(a,h)anthracène</td><td>86</td><td>100</td><td>99</td><td>0,39</td><td>0,37</td><td>0,16</td><td>26,99</td><td>33,49</td><td>32,56</td></tr><tr><td>Benzo(g,h,i) pérylène</td><td>90</td><td>99</td><td>99</td><td>0,31</td><td>0,38</td><td>0,13</td><td>21,43</td><td>31,40</td><td>27,00</td></tr><tr><td>Indeno(1,2,3-c,d)pyrène</td><td>61</td><td>100</td><td>95</td><td>0,49</td><td>0,57</td><td>0,18</td><td>17,99</td><td>33,07</td><td>21,92</td></tr></tbody></table>

## Conclusion

Les trois protocoles de mesure de la disponibilité des HAP dans un sol présentés dans ce chapitre ont le même objectif mais ils aboutissent à des résultats très différents.

i) Le test minéralisation est le plus en accord avec le concept de la disponibilité. En effet, cette méthode mesure la différence de concentration avant et après l'incubation des sols. Cette méthode mesure donc un compartiment de HAP effectivement disponibles pour les micro-organismes du sol. Cependant, la faible disponibilité des HAP ainsi que l'hétérogénéité des matériaux n'ont pas permis d'observer une évolution significative des concentrations en HAP durant l'incubation des sols. Cette méthode n'est donc pas adaptée aux friches industrielles caractérisées par de très faibles disponibilités en HAP.

ii) La méthode d'extraction par le butanol extrait une forte proportion de HAP. Cette proportion n'est pas dépendante des caractéristiques chimiques des HAP. Or, la fraction disponible étant contrôlée par des processus de désorption et de diffusion, celle-ci doit être dépendante de l'affinité des HAP pour les matières organiques du sol mais également dépendante de la taille et donc l'encombrement stérique des composés. Cette méthode doit donc être rejetée car ne correspondant pas au concept de la disponibilité des HAP ; elle n'est pas adaptée à la mesure des contaminations anciennes telles que celles rencontrées sur les friches industrielles.

iii) L'extraction par la résine Tenax a mis en évidence des fractions rapidement désorbables comprises entre 0,7 et 6,5% de la teneur totale en HAP. Ces données sont cohérentes avec l'expérience de minéralisation car de telles fractions disponibles et donc de telles diminutions de
teneurs totales ne peuvent pas être détectées suite à une incubation des sols. De plus, les fractions rapidement désorbables sont cohérentes avec le concept de disponibilité car le pourcentage de HAP désorbables comme la vitesse de désorption sont dépendants des propriétés chimiques des sols. Les HAP les plus légers sont désorbés plus rapidement et en plus grande proportion que les HAP lourds. Par la suite, nous pourrons considérer que la fraction de HAP rapidement désorbable sur Tenax est corrélée à la fraction disponible de HAP.

En ce qui concerne le protocole à utiliser, la cinétique complète de désorption peut être remplacée par une extraction unique après 30 h de contact entre la solution de sol et la résine adsorbante Tenax (Figure 32).

<figure><img src="image_34.png" /><figcaption>Figure 32 : Schéma conceptuel de la mesure de la fraction disponible de HAP par extraction sur résine Tenax.</figcaption></figure>

Le prochain chapitre a pour objectif la description de cette disponibilité des HAP dans les sols de friches industrielles, cette disponibilité étant mesurée avec le protocole proposé ici.
## CHAPITRE 4 :
FACTEURS DE CONTRÔLE DE LA DISPONIBILITÉ DES HAP DANS
LES SOLS DE FRICHES INDUSTRIELLES