Introduction

Nous venons de choisir un protocole de mesure de la disponibilité des HAP pouvant être utilisé
pour la caractérisation des sols de friches industrielles. Ce protocole consiste en l'adsorption sur
une résine des HAP rapidement libérés de sols de friches industrielles mis en suspension. A
l'aide de ce protocole, nous avons montré que la disponibilité des HAP varie d'un sol de friche
industrielle à l'autre. Les raisons de cette variabilité restent incertaines et, à ce stade, les
données de la littérature s'appuyant sur ce type de méthode sont rares et concernent des sols
artificiellement contaminés.

L'objectif de ce chapitre est la compréhension des facteurs de contrôle de la disponibilité des HAP dans les trois sols de friches industrielles caractérisés par une pollution ancienne. Il s'agit de prévoir le comportement des HAP, modéliser leur évolution et identifier les paramètres susceptibles de faire varier la disponibilité des HAP.

La disponibilité représente une fraction de la quantité totale des HAP susceptible de passer de la phase solide à la phase liquide. Il est donc nécessaire de caractériser d'abord la fraction totale de HAP et sa distribution actuelle. Ensuite, il s'agit de présenter les facteurs contrôlant la disponibilité.

Deux voies ont été suivies dans notre travail. La première a consisté en l'acquisition de connaissances sur la nature de la matière organique des sols. Ensuite, nous nous sommes attachés à l'organisation structurale des sols, considérant que la disponibilité est contrôlée par i) l'interaction chimique HAP avec la matière organique et ii) le transfert diffusif physique. Nous avons étudié les trois questions suivantes :

i) Quelles sont les caractéristiques de la matière organique des sols anciennement contaminés en regard de la disponibilité des HAP ?

ii) Quelle est la localisation et la nature du stock de HAP ?

iii) Quels sont les facteurs contrôlant la distribution des HAP, la disponibilité des HAP dans chacune des fractions du sol et, par conséquent, la disponibilité globale des HAP dans un sol de friche industrielle.

Les méthodes de caractérisation de la matière organique et de fractionnement granulo-
densimétrique utilisées sont décrites dans le chapitre matériels et méthodes.
# Résultats et discussion

## 1. Caractérisation de la matrice solide

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

Les sols HOM et NM ont des textures très proches (Figure 33). Ils sont constitués d'une forte proportion de sables grossiers, supérieure à 50%. Les fractions plus fines représentent 8 à 15% de la masse du sol. La répartition de chacune des fractions granulométriques dans le sol AUG est plus homogène. Dans ce sol, les sables grossiers sont également majoritaires mais ils ne constituent que 26% de la masse du sol. Les autres fractions représentent de 15 à 23% du sol.

La différence entre la distribution des particules minérales et des agrégats stables à l'eau permet de définir la présence et la quantité d'agrégats organo-minéraux formés dans le sol. Dans les sols HOM et AUG, la proportion d'agrégats stables à l'eau de la taille des argiles est faible par rapport à la proportion d'argiles dans la texture. La différence entre la texture et la structure est de respectivement 10 et 17% pour cette fraction. Dans le sol NM, cette différence n'est que de 3%. La proportion de limons fins est plus élevée dans la structure que la texture pour les sols HOM et AUG alors que l'inverse est observé dans le sol NM. Une différence élevée est aussi enregistrée entre la structure et la texture des limons grossiers dans les sols HOM et NM alors que ce n'est pas le cas dans le sol AUG. Pour les fractions sableuses, fines et grossières, la proportion d'agrégats stables à l'eau est plus forte que celle des particules minérales. Cependant, la différence entre la texture et la structure dans le sol HOM est plus élevée pour les sables grossiers que pour les sables fins (8% contre 1%), alors que cette différence est du même ordre de grandeur dans les deux fractions sableuses dans les sols NM et AUG.
<figure><img src="image_35.png" /><figcaption>Figure 33 : Distributions des particules minérales (texture) et des agrégats stables à l'eau (structure) dans les sols a) HOM, b) NM et c) AUG.</figcaption></figure>

Les sols HOM et NM ont des textures identiques, ce sont des sables limoneux. Le sol AUG, moins sableux, est un limon sablo-argileux. La comparaison de la distribution des particules minérales et des agrégats stables à l'eau donne des indications sur le niveau d'agrégation dans les sols étudiés. Le mode d'association des particules entre elles diffère dans les sols. Dans les sols HOM et AUG, les argiles s'agrègent sous forme de fractions plus grossières et seulement une faible proportion d'argiles reste dans le sol sous une forme non agrégée. Dans le sol NM, soit le processus d'agrégation des argiles est peu intense, soit les agrégats formés ne sont pas stables à l'eau. Cette association des argiles forme notamment des sables fins et grossiers. L'étude de la structure des sols n'est pas suffisante pour comprendre entièrement le mode d'agrégation des particules dans les trois sols. Pour cela, il serait nécessaire d'effectuer une détermination de la distribution texturale des particules de chacune des fractions granulodensimétriques.
# 1.2. La matière organique des sols

## 1.2.1. Nature de la matière organique des sols

### a. Analyse élémentaire après prétraitement

L'analyse élémentaire permet de différencier trois stocks de carbone en fonction des prétraitements appliqués aux sols ; le carbone total (CT), le carbone organique (CO) et le black carbon (BC) (Tableau 11). Le sol HOM présente les plus fortes teneurs de chacune des trois formes de carbone. Dans le sol HOM, elles sont en moyenne deux fois supérieures à celles dans les deux autres sols. Ces derniers présentent des teneurs en CT, CO et BC très proches. La teneur en carbone inorganique (différence entre CT et CO) est très élevée dans le sol HOM alors qu'elle est faible dans les sols NM et AUG. Le BC présenté ici est le carbone ayant résisté aux deux prétraitements. Ce BC est présent en plus grande quantité dans le sol HOM où il constitue 3,5% de la masse du sol. Le BC représente 39, 27 et 37% du CO dans respectivement les sols HOM, NM et AUG.

<table><caption>Tableau 11 : Teneurs en g kg⁻¹ (± écarts type) en carbone total, organique et black carbon mesurées par analyse élémentaire après prétraitements.</caption><thead><tr><th></th><th>HOM</th><th>NM</th><th>AUG</th></tr></thead><tbody><tr><td>Carbone total (g kg<sup>-1</sup>)</td><td>135,1 ± 20,1</td><td>64,9 ± 0,1</td><td>51,6 ± 5</td></tr><tr><td>Carbone organique (g kg<sup>-1</sup>)</td><td>91,2 ± 20,6</td><td>59,1 ± 5,1</td><td>51,3 ± 2,6</td></tr><tr><td>Black carbon (g kg<sup>-1</sup>)</td><td>35,6 ± 13,0</td><td>16,1 ± 0,2</td><td>19,2 ± 3,9</td></tr></tbody></table>

### b. Analyse Rockeval®

L'analyse Rockeval donne des informations sur la matière organique des sols. (Tableau 12). La teneur en CO est supérieure d'un rapport 1,5 à 2 dans le sol HOM par rapport aux sols NM et AUG. La quantité de carbone pyrolysé, assimilée au stock de carbone labile du sol, est 5 fois supérieure dans le sol HOM à celle dans les deux autres. Ce carbone labile représente donc 23% du CO dans le sol HOM alors qu'il représente moins de 10% du CO dans les deux autres sols. La majorité du CO des trois sols de friches industrielles est donc composé de carbone résiduel (77 à 92%). Ce carbone résiduel résiste à une pyrolyse à 600°C. Il est donc récalcitrant et peut être assimilé au BC.
<table><caption>Tableau 12 : Résultats d'analyse Rockeval® des trois sols.</caption><thead><tr><th></th><th>HOM</th><th>NM</th><th>AUG</th></tr></thead><tbody><tr><td>Somme des 16 HAP (mg kg<sup>-1</sup>)</td><td>1687</td><td>653</td><td>757</td></tr><tr><td>Carbone organique total (g kg<sup>-1</sup>)</td><td>57,5</td><td>36,1</td><td>30,7</td></tr><tr><td>Carbone pyrolysé (g kg<sup>-1</sup>)</td><td>13,4</td><td>2,9</td><td>2,9</td></tr><tr><td>T<sub>max</sub> (°C)</td><td>302</td><td>456</td><td>474</td></tr><tr><td>Carbone résiduel (g kg<sup>-1</sup>)</td><td>44,1</td><td>33,3</td><td>27,8</td></tr><tr><td>Indice d'hydrogène (IH)</td><td>236,58</td><td>60,14</td><td>80,56</td></tr><tr><td>Indice d'oxygène (IO)</td><td>33,23</td><td>88,19</td><td>93,73</td></tr></tbody></table>

Les trois autres paramètres donnant des informations sur la nature de la matière organique sont $T_{max}$, température à laquelle le maximum de matière organique est pyrolysé, l'indice d'hydrogène (IH) et l'indice d'oxygène (IO) définis durant la phase de pyrolyse. Ces trois paramètres montrent également une différence entre le sol HOM et les deux autres qui affichent des paramètres proches. Dans le sol HOM, $T_{max}$ (302°C) est beaucoup plus faible que dans les sols NM et AUG (respectivement 456 et 474°C). Cette différence est visible sur la courbe S2 qui représente la quantité d'hydrocarbures émise lors de la phase de pyrolyse du sol (Figure 34). L'indice d'hydrogène est un indicateur de l'aliphaticité de la matière organique pyrolysée. Cet indice est plus élevé dans le sol HOM par rapport aux deux autres (236 contre 60 et 80). L'indice d'oxygène qui représente le degré d'oxydation de la matière organique est plus faible dans le sol HOM (33 contre 88 et 93 dans les sols NM et AUG).

<figure><img src="image_36.png" /><figcaption>Figure 34 : Quantité de composés hydrocarbonés (courbe S2) produits durant la phase de pyrolyse de l'analyse Rockeval® des trois sols.</figcaption></figure>

Les courbes S4CO₂ donnent la quantité de CO₂ libéré au cours de la phase d'oxydation (Figure 35). D'un point de vue qualitatif, nous observons que la forme des courbes varie en fonction des sols considérés. Ceci signifie que, en fonction des sols, les matières organiques ne sont pas oxydées aux mêmes températures. Les courbes des sols HOM et AUG sont d'intensités variables
mais de formes similaires. En effet, les matières organiques sont majoritairement oxydées à 470 et 600°C. Dans le sol NM, les matières organiques sont oxydées à des températures supérieures et la majorité de CO2 est dégagé à 700°C.

<figure><img src="image_37.png" /><figcaption>Figure 35 : Quantité de CO₂ (courbe S4) produit durant la phase de d'oxydation de l'analyse Rockeval® des sols.</figcaption></figure>

### c. Comparaison des méthodes et discussion

Les deux méthodes d'analyses du carbone produisent des résultats différents et ce, pour le CO comme pour le BC. Or, les analyses ont été réalisées sur des échantillons provenant de mêmes lots de sol homogénéisés. Les teneurs en CO mesurées par le Rockeval® sont de 21 à 34 g kg⁻¹ inférieures à celles mesurées par analyse élémentaire. Par contre, celles en BC mesurées par le Rockeval sont de 8 à 17 g kg⁻¹ supérieures au BC mesuré par analyse élémentaire. La plus grande différence entre les deux méthodes est liée à l'analyse du carbone labile. Ces variations des résultats ont déjà été mises en évidence dans la littérature (Poot et al., 2009). Elles ont été expliquées par le fait que certains types de BC sont dégradés durant le prétraitement par oxydation chimiothermique. La résistance des composés à ce traitement dépend de leur niveau de maturité et de condensation. Certains charbons peuvent donc être oxydés par ce prétraitement et ainsi être comptabilisés comme carbone labile au lieu de BC (Figure 36). Les suies sont les composés organiques les plus résistants au prétraitement CTO.

La comparaison des deux méthodes met donc en évidence la présence dans les trois sols, de matières organiques très stables (suies et/ou goudrons de houille) ainsi que des charbons plus sensibles à une oxydation.
<table><thead><tr><th></th><th>Carbone naturel</th><th colspan="4">Black carbon</th></tr></thead><tbody><tr><th>DEFINITION</th><td colspan="5"></td></tr><tr><th>MATERIEL</th><td>Peptides</td><td>Acides humiques</td><td>Biomasse calcinée</td><td>Charbon</td><td>Goudron</td><td>Suies</td></tr><tr><th>METHODE</th><td colspan="6"></td></tr><tr><th>CTO-375</th><td colspan="6"></td></tr><tr><th>Rockeval</th><td colspan="6"></td></tr></tbody></table>

Figure 36 : Types de carbones organiques déterminés par les deux analyses testés : l'analyse élémentaire après une oxydation chimiothermique (CTO-375), et l'analyse Rockeval (adapté de (Poot et al., 2009)).

L'analyse des résultats Rockeval® donne également des informations qualitatives sur les types de matières organiques présentent dans les trois sols de friches étudiés. Les courbes S2 mettent en évidence une plus grande quantité de carbone pyrolysé et donc labile dans le sol HOM mais également une $T_{max}$ très inférieure. La température à laquelle le maximum d'hydrocarbures est dégagé est d'environ 300°C dans le sol HOM alors qu'elle d'environ 470°C dans les sols NM et AUG. Cette $T_{max}$ est un indicateur de la maturité des matières organiques pyrolisées. Les composés biologiques simples comme les sucres sont pyrolysés à une température comprise entre 300 et 320°C. Entre 320 et 390°C, les composés plus complexes tels les polysaccharides, la lignine ou la cellulose sont dégradés. Enfin, de 420 à 470°C les substances humiques sont détectées (Sebag et al., 2006). La matière organique labile du sol HOM est donc dominée par des composés biologiques simples composés de chaînes aliphatiques peu stables. Au contraire, dans les sols NM et AUG, sont présentent très majoritairement des substances très humifiées composées de noyaux aromatiques qui présentent donc une stabilité supérieure. Les indices d'hydrogène et d'oxygène aboutissent aux mêmes conclusions. En effet, la matière organique pyrolysée du sol HOM est plus aliphatique et moins oxydée que les matières organiques des sols NM et AUG. La matière organique du sol HOM est donc moins humifiée. Les données bibliographiques concernant l'étude de la courbe S4 sont encore très rares car les processus de dégagement de $CO_2$ lors de l'oxydation sont méconnus. Cependant, les courbes $S4CO_2$ très différentes dans les trois sols sont la conséquence de la présence dans ceux-ci de différents types de BC. La courbe S4 met en évidence la présence dans le sol NM d'une quantité élevée de matière organique très stable, probablement très condensée et donc créée à très haute température, ayant une forte résistance à un processus d'oxydation.

Les deux méthodes d'analyses sont finalement complémentaires. Elles permettent de connaître la distribution dans les sols en trois types de carbone (Figure 37). Le premier type est le CO labile
c'est-à-dire le carbone naturel. Il est toujours minoritaire dans les sols de friches industrielles. Le second type est le BC sensible à une oxydation à 375°C. Il s'agit des charbons les moins évolués et donc les moins stables. Enfin, le BC résistant à 375°C correspond aux charbons les plus stables, le goudron de houille ainsi que les suies. Nous observons que le sol NM se caractérise par une proportion en BC sensible plus élevée que dans les deux autres sols. Ce sol NM a été prélevé sur un site qui abritait entre autre un haut fourneau. Ce sol a donc surtout été contaminé par les résidus de sidérurgie comme les laitiers. L'activité sidérurgique contrairement aux cokeries et aux usines à gaz n'apporte pas de goudron de houille dans les sols. En effet, le goudron provient de la transformation de la houille en coke. Or, c'est du coke qui était utilisé dans les hauts fourneaux. La différence entre les proportions de BC résistants dans les trois sols peut donc être la conséquence d'une contamination ou non par du goudron de houille.

<figure><img src="image_38.png" /><figcaption>Figure 37 : Proportion (%) de carbone labile, de black carbon sensible à une oxydation à 375°C et de black carbon résistant à une oxydation à 375°C dans les sols a) HOM, b) NM et c) AUG.</figcaption></figure>

En conclusion, la matière organique des sols de friches industrielles est composée d'une majorité de carbone très stable assimilé au BC (70 à 90%). Ce BC provient des activités industrielles antérieures. Les matériaux assimilés à du BC issus de ces activités sont par exemple le charbon, le coke, goudron de houille ou les suies comme l'analyse Rockeval® l'a mis en évidence. Le sol HOM est caractérisé par une teneur supérieure en carbone labile et en BC. De plus, sa matière organique labile est moins humifiée que dans les deux autres sols. En ce qui concerne le BC, il est de nature proche dans les sols HOM et AUG alors qu'il semble plus stable et plus résistant à l'oxydation dans le sol NM.

Les résultats obtenus ici confirment ceux issus de l'expérience d'incubation (chapitre 3). Tout d'abord, la faible minéralisation de la matière organique dans ces sols par rapport à un sol agricole s'explique par son caractère récalcitrant. De plus, la possible précipitation des acides fulviques sur les argiles induite par la forte teneur en calcaire dans le sol HOM, explique la présence de substances organiques peu évoluées en grande quantité dans ce sol. Enfin, il est important de pouvoir réaliser une caractérisation plus poussée des différents types de BC qui
composent les sols de friches industrielles.

### 1.2.2. Taille des particules organiques

Nous avons vu que le BC était la matière organique majoritaire des sols de friches industrielles. Nous cherchons ici à déterminer la taille des particules de BC afin d'étudier leur influence dans chacune des fractions granulo-densimétriques des sols. Nous avons déterminé les teneurs en carbone dans les différentes fractions du sol par analyse élémentaire (Figure 38). La différence entre le CO et le BC résistant donne la teneur en carbone naturel et en BC sensible c'est-à-dire oxydé durant le prétraitement CTO. En général, les concentrations en CT et CO sont toujours plus élevées dans les agrégats de la taille des sables fins que dans les autres fractions. De plus, les teneurs en BC dans la plus petite fraction (LF+A) sont faibles par rapport aux autres fractions.

<figure><img src="image_39.png" /><figcaption>Figure 38 : Teneurs en carbone total (CT), carbone organique (CO) et black carbon (BC) dans les fractions granulométriques des trois sols de friche a)HOM, b)NM et c)AUG.</figcaption></figure>
Le rapport BC/CO indique l'effet de la matière anthropogénique apportée sur le taux de CO de chacune des fractions granulodensimétriques (Tableau 13). Compte tenu de la structure des sols et des teneurs en CO naturel, l'apport de BC dans les sols a eu l'influence la plus élevée sur le taux de CO dans la fraction de la taille des limons grossiers. En effet, le rapport BC/CO est le plus élevé dans cette fraction pour les trois sols étudiés. Le taux de BC ramené au sol global, c'est-à-dire tenant compte de la structure du sol, donne des informations sur le diamètre de particules de BC émises par les activités industrielles. Les fractions les plus fines (LF+A et LG) contiennent les quantités relatives de BC (en g kg⁻¹ de sol total) les plus faibles. Celles-ci sont de 3 à 6 fois plus élevées dans les fractions grossières (SF et SG).

<table><caption>Tableau 13 : Paramètres issus de l'analyse élémentaire : teneur en carbone inorganique, teneur en BC ramenée à la masse totale du sol (tenant donc compte de la structure) et rapport BC/CO. a les teneurs en carbone inorganique sont la somme des teneurs en carbone total et organique, les valeurs négatives peuvent être considérées comme nulles.</caption><thead><tr><th></th><th>Carbone inorganique<sup>a</sup><br>(g kg<sup>-1</sup>)</th><th>Black carbon<br>(g kg<sup>-1</sup> de sol total)</th><th>BC/CO (%)</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>HOM</strong></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>LF+A</td><td>42,6 ± 12,9</td><td>5,76 ± 0,09</td><td>31,8 ± 10,0</td></tr><tr><td>LG</td><td>12,8 ± 4,5</td><td>1,87 ± 0,01</td><td>59,8 ± 37,1</td></tr><tr><td>SF</td><td>75,2 ± 34,8</td><td>7,41 ± 0,12</td><td>31,5 ± 4,5</td></tr><tr><td>SG</td><td>4,1 ± 5,0</td><td>15,97 ± 0,99</td><td>22,3 ± 9,7</td></tr><tr><td><strong>NM</strong></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>LF+A</td><td>-13,4 ± 20,9</td><td>2,71 ± 0,04</td><td>14,5 ± 10,8</td></tr><tr><td>LG</td><td>18,7 ± 24,2</td><td>2,93 ± 0,01</td><td>58,3 ± 32,9</td></tr><tr><td>SF</td><td>10,1 ± 2,4</td><td>17,44 ± 0,32</td><td>57,0 ± 25,4</td></tr><tr><td>SG</td><td>-23,6 ± 8,7</td><td>17,11 ± 1,03</td><td>32,6 ± 6,9</td></tr><tr><td><strong>AUG</strong></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>LF+A</td><td>6,7 ± 1,0</td><td>2,18 ± 0,06</td><td>19,9 ± 1,1</td></tr><tr><td>LG</td><td>36,7 ± 3,3</td><td>2,89 ± 0,04</td><td>72,3 ± 17,3</td></tr><tr><td>SF</td><td>7,1 ± 4,8</td><td>9,63 ± 0,22</td><td>58,4 ± 10,0</td></tr><tr><td>SG</td><td>-25,0 ± 10,2</td><td>10,89 ± 0,33</td><td>41,4 ± 12,2</td></tr></tbody></table>

Trois hypothèses sur les modes d'apport du BC dans les sols permettent d'expliquer cette constatation :

i) Toutes les particules émises par les activités industrielles ont une taille comprise entre 50 et 2000 µm de diamètre. L'érosion forme des particules de plus petite taille qui contaminent alors les fractions LF+A et LG des sols.

ii) La majeure partie des particules émises par les activités industrielles a une taille comprise entre 50 et 2000 µm de diamètre. Une plus faible quantité de particules de diamètre de 2 à 50 µm est également produite.

iii) Les particules émises par les activités industrielles ont un diamètre compris entre 50 et 200
µm. Ces particules participent à l'agrégation et sont présentes massivement dans les agrégats les plus grossiers.

Dans une partie ultérieure, l'analyse des HAP dans les différentes fractions du sol permettra de déterminer quelle hypothèse est la plus réaliste.

# 2. Eléments de compréhension de la disponibilité des HAP

## 2.1. Nature et localisation des HAP

### 2.1.1. Teneurs et origine des HAP dans les trois sols de friche

Les trois sols étudiés présentent des teneurs en HAP totaux variables. Elles sont de 1625 dans le sol HOM, 653 dans NM et 758 mg kg⁻¹ dans AUG (Tableau 14). Les spectres de HAP, c'est-à-dire ici la proportion de chacune des classes de HAP par rapport à la somme des 16 HAP, sont donnés Figure 39. Les différentes classes de HAP sont les composés à 2 (Naph, Ace, Flu), 3 (Phe, Ant, Flt), 4 (Pyr, BaA, Chy, BbF, BkF) et 5 (BaP, DahA, BghiP, IndP) cycles benzéniques. Les spectres de HAP totaux sont proches pour les trois sols. Les HAP à 4 cycles représentent près de la moitié des HAP alors que les HAP légers, à deux cycles, sont minoritaires et représentent moins de 10%. Les HAP à 3 et 5 cycles sont présents dans des proportions intermédiaires et représentent entre 15 et 30% de la teneur totale en HAP. Dans le sol NM, contrairement aux deux autres, la proportion de HAP à 5 cycles est supérieure à celle des HAP à 3 cycles.

<table><caption>Tableau 14 : Teneurs en HAP totaux en fonction du nombre de cycles 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>Somme des 16 HAP EPA (mg kg<sup>-1</sup>)</td><td>1625</td><td>653</td><td>758</td></tr><tr><td>HAP à 2 cycles benzéniques (mg kg<sup>-1</sup>)</td><td>65</td><td>32</td><td>21</td></tr><tr><td>HAP à 3 cycles benzéniques (mg kg<sup>-1</sup>)</td><td>516</td><td>98</td><td>239</td></tr><tr><td>HAP à 4 cycles benzéniques (mg kg<sup>-1</sup>)</td><td>774</td><td>326</td><td>353</td></tr><tr><td>HAP à 5 cycles benzéniques (mg kg<sup>-1</sup>)</td><td>315</td><td>212</td><td>160</td></tr></tbody></table>
<figure><img src="image_40.png" /><figcaption>Figure 39 : Proportion (%) des HAP à 2, 3, 4 et 5 cycles benzéniques parmi les 16 HAP définis comme prioritaires par l'US-EPA.</figcaption></figure>

La corrélation entre les teneurs en HAP totaux et les différents stocks de carbone permet de donner une indication sur les facteurs pouvant être à l'origine des teneurs en HAP. Les teneurs en HAP dans les trois sols sont significativement corrélées avec les teneurs en BC mesurées par l'analyse élémentaire après prétraitement CTO (Tableau 15).

<table><caption>Tableau 15 : Corrélation entre la teneur en HAP totaux et les différents stocks de carbone des sols. *p* indique la probabilité que la somme des HAP ne soit pas corrélée à ce type de carbone.</caption><thead><tr><th></th><th>HOM</th><th>NM</th><th>AUG</th><th>p</th></tr></thead><tbody><tr><td>Somme des 16 HAP (mg kg<sup>-1</sup>)</td><td>1625</td><td>653</td><td>757</td><td></td></tr><tr><td>Carbone total (g kg<sup>-1</sup>)</td><td>135,1 ± 20,1</td><td>64,9 ± 0,1</td><td>51,6 ± 5</td><td>0,15</td></tr><tr><td>Carbone organique (g kg<sup>-1</sup>)</td><td>91,2 ± 20,6</td><td>59,1 ± 5,1</td><td>51,3 ± 2,6</td><td>0,18</td></tr><tr><td>Black carbon (g kg<sup>-1</sup>)</td><td>35,6 ± 13,0</td><td>16,1 ± 0,2</td><td>19,2 ± 3,9</td><td>0,03</td></tr></tbody></table>

Nous avons vu que le sol HOM était deux fois plus concentré en HAP que les sols NM et AUG. Le niveau de contamination d'un sol reflète le type et l'intensité des activités industrielles qui avaient lieu sur le site. Cependant, malgré des niveaux de contamination différents, les spectres en HAP totaux des trois sols sont proches. Cette constatation est la conséquence d'une origine identique et d'une évolution de la pollution de manière analogue. En effet, une prédominance des HAP lourds (3, 4 et 5 cycles) est l'indicateur de HAP d'origine pétrogénique (Neff et al., 2005). L'origine pétrogénique fait référence aux composés formés durant des processus géologiques. Ces HAP sont à différencier des HAP d'origine pyrogénique c'est-à-dire formés lors d'une phase de combustion incomplète de matière organique. La quasi absence de composés légers est la conséquence de l'évolution et du vieillissement de la pollution. En effet, ce sont les composés les plus facilement volatilisés, transportés par lessivage et biodégradés. La relation entre la teneur en HAP et le BC est un élément confirmant l'origine pétrogénique des HAP et leur apport dans le
sol au sein d'un matériel anthropogénique stable comme du charbon ou du goudron de houille.
La littérature indique que les goudrons de houille contiennent des teneurs en HAP (16 HAP EPA)
comprises entre 30 et 170 g kg⁻¹ (Groshal et al., 1996 ; Brown et al., 2006 ; Afanasov et al.,
2009). Dans l'hypothèse où la totalité des HAP présents dans les trois sols ait été amenée par du
goudron de houille dosé en tant que BC, ce goudron apporterait environ 50 g de HAP kg⁻¹ dans
les trois sols. Ce résultat est cohérent avec les teneurs retrouvées dans la littérature. Le charbon
contient de beaucoup plus faibles concentrations en HAP. Elles sont comprises entre 1 et 100
mg kg⁻¹ en fonction des charbons considérés (anthracite, charbon bitumineux ou houille) (Pies et
al., 2008). Le charbon ne peut donc pas être à l'origine des teneurs en HAP retrouvées dans les
sols, même si l'on considère les teneurs en BC données par l'analyse Rockeval. Ces
observations nous permettent donc de considérer ces trois exemples comme à la fois similaires
du point de vue de la contamination en HAP mais aussi représentatifs d'une certaine diversité de
contextes industriels. De plus, l'origine de la pollution étant identique dans les trois sols étudiés,
celle-ci ne permet pas d'expliquer les différences de disponibilité des HAP.

2.1.2. Distribution des HAP dans les fractions granulodensimétriques

La quantification des teneurs en HAP dans chacune des fractions a nécessité un regroupement
de deux fractions lors de la phase de récupération des matériaux. Les argiles ont été mélangées
aux limons fins en raison de leur très faible proportion massique dans les sols et de la difficulté à
les récupérer individuellement. La distribution des teneurs en HAP en fonction de la taille des
agrégats est différente dans les trois sols (Figure 40). Dans les sols HOM et NM, la fraction
composée des argiles et des limons fins est la plus chargée en HAP. Dans le sol AUG, ce sont
les sables grossiers qui sont les plus contaminés. Pour les limons grossiers, les sables fins et les
sables grossiers, nous observons une augmentation significative des teneurs en HAP avec une
augmentation de la taille des particules dans les sols HOM et AUG. Dans le sol NM, cette
tendance est trop faible pour être significative. Le spectre des HAP est très proche dans chacune
des fractions (Annexe 4) et similaire à celui observé dans le sol global non fractionné (voir le
paragraphe précédent).
<figure><img src="image_41.png" /><figcaption>Figure 40 : Teneurs totales en HAP dans les fractions granulodensimétriques des sols a) HOM, b) NM et c) AUG.</figcaption></figure>

Nous avons testé la corrélation entre la teneur en HAP dans chacune des fractions granulodensimétrique et leurs teneurs respectives en BC. Nous observons que ces deux paramètres sont totalement indépendants (Figure 41). Dans les sols NM et AUG, les teneurs en BC varient beaucoup dans les fractions alors que ce n'est pas le cas pour les teneurs en HAP. Dans le sol HOM, l'inverse est observé. En effet, ce sont les teneurs en HAP qui varient beaucoup plus que les teneurs en BC.

<figure><img src="image_42.png" /><figcaption>Figure 41 : Teneurs en HAP dans chacune des fractions granulométriques en fonction de leur teneur en black carbon pour les sols HOM, NM et AUG.</figcaption></figure>

L'absence de dépendance entre les teneurs en HAP et en BC est visible lorsque l'on visualise le rapport de ces deux paramètres dans chacune des fractions (Tableau 16). Ce rapport est généralement le plus élevé dans la fraction la plus fine, composée des limons fins et des argiles. Les sables grossiers présentent un rapport intermédiaire. Les plus faibles rapports sont retrouvés dans les limons grossiers et les limons fins.
<table><caption>Tableau 16 : Rapport entre les teneurs en HAP et les teneurs en black carbon (g HAP kg⁻¹ de BC) dans les fractions granulodensimétriques des trois sols de friche.</caption><thead><tr><th></th><th>LF+A</th><th>LG</th><th>SF</th><th>SG</th><th>Global</th></tr></thead><tbody><tr><th>HOM</th><td>109</td><td>24</td><td>44</td><td>111</td><td>68</td></tr><tr><th>NM</th><td>103</td><td>10</td><td>7</td><td>24</td><td>43</td></tr><tr><th>AUG</th><td>72</td><td>7</td><td>17</td><td>38</td><td>39</td></tr></tbody></table>

Afin de comprendre la distribution des HAP dans les trois sols de friches étudiés, il serait utile de connaître les teneurs en HAP respectives dans les argiles et dans les limons fins. D'autres travaux menés avec le sol NM ont montré que les limons fins étaient les plus concentrés en HAP alors que les argiles présentaient la plus faible concentration (248 mg kg⁻¹) (Monserie et al., 2009). Dans le sol NM au moins, la forte teneur de la fraction LF+A est donc la conséquence des limons fins très chargés. Nous ne l'avons pas vérifié par des méthodes analytiques, mais nous pouvons faire l'hypothèse que les argiles sont également très peu chargées dans les sols HOM et AUG. En effet, l'observation à la loupe binoculaire des fractions argileuses permet d'identifier des matériaux similaires, de couleur claire analogue à celle des argiles minérales. De plus, comme les activités de la cokerie n'ont pas introduit de particules chargées de la taille des argiles pour le sol NM et si la matrice portant les HAP dans le sol NM ne s'est pas fractionnée en particules de la taille des argiles, il est probable qu'il en est de même dans les sols HOM et AUG.

Le spectre des HAP est identique dans chacune des fractions granulométriques. Les différents types de BC contaminant les fractions des sols sont donc bien d'origine pétrogénique. De plus, durant le vieillissement de la contamination, les HAP ne se sont pas redistribués dans les autres compartiments du sol. En effet, la redistribution aurait été dépendante des caractéristiques chimiques des HAP et donc de leur nombre de cycles benzéniques. On aurait alors assisté à une variation du spectre des HAP dans les fractions. Les HAP des sols de friche sont donc encore aujourd'hui associés à la matrice organique sur laquelle ils ont été apportés. Ce résultat est en accord avec ceux de Khalil et ses co-auteurs (Khalil et al., 2006). Il montre que 70 à 95% des HAP d'un sol d'ancienne usine à gaz se trouvent dans la fraction légère du sol (densité <1,8). Cette fraction légère contient le BC du sol.

Le BC a encore aujourd'hui un rôle de source de la contamination et non de puits. Pourtant, aucune corrélation entre les teneurs en HAP et les teneurs en BC n'a été observée au niveau des fractions granulodensimétriques alors que celle-ci avait été auparavant été observée au niveau des sols non fractionnés. Ceci indique que les sols sont composés de différents types de BC comme nous l'avons montré dans le paragraphe dédié à la description de la matière organique des sols. Ces différents BC contiennent des teneurs variables en HAP, ce qui se traduit par des rapports HAP/BC différents dans chaque fraction. Nous faisons l'hypothèse que
les BC les plus contaminés ont un diamètre inférieur à 20 µm. Ils se retrouvent donc dans les limons fins des sols. Il est possible que ce BC soit composé de suies très chargées en HAP. Le rapport HAP/BC identique dans les LF+A des deux sols ayant abrités une cokerie (HOM et NM) tend à confirmer cette hypothèse. Les autres fractions seraient alors contaminées par l'intermédiaire de matières anthropogéniques plus grossières tel le goudron de houille, moins chargés en HAP. De plus, il est probable qu'une fraction des fines particules très chargées se retrouve intégrée aux agrégats les plus grossiers (SG), leur octroyant un rapport HAP/BC intermédiaire entre celui des particules les moins chargées retrouvées dans les fractions LG et les particules les plus chargées.

Malgré la similitude des particules de BC apportées sur les sols de friche, la distribution des HAP totaux varie en fonction des sols étudiés. Dans les sols HOM et NM, la fraction la plus contaminée est la fraction la plus fine et notamment celle des limons fins. Dans le sol AUG, c'est la fraction la plus grossière qui est la plus contaminée. Ce constat est la conséquence des structures différentes des trois sols. Les sols HOM et NM contiennent environ 15% d'agrégats de la taille des argiles et des limons fins et 60% d'agrégats de la taille des sables grossiers. Dans le sol AUG, la quantité de fractions fines est deux fois supérieure alors que la quantité de sables grossiers est deux fois moindre. Dans ce sol AUG, les HAP des fractions fines sont donc dilués dans une matrice solide deux fois plus massique par rapport aux deux autres sols. Inversement, les HAP des sables grossiers sont dilués dans une matrice solide d'un poids deux fois moindre par rapport au sol HOM et NM. En d'autres termes, si le sol AUG présentait une texture identique à celle des deux autres sols, la distribution des HAP totaux serait très similaire à celle observée dans le sol HOM. De plus, les sols HOM et NM proviennent de sites abritant une activité commune qu'est la cokerie. Il est possible que cette activité particulière, contrairement à l'ancienne usine à gaz d'où provient le troisième sol, produisent en plus grande quantité des particules très fines comprises entre 2 et 20 µm de diamètre comme des suies par exemple.

## 2.2. Facteurs explicatifs de la disponibilité des HAP

### 2.2.1. Comparaison de la disponibilité dans les sols non fractionnés

Après avoir caractérisé la nature de la matière organique du sol et la distribution des HAP, nous présentons ici les interactions entre ces deux pools. Ces interactions sont mesurées par l'intermédiaire du paramètre "disponibilité des HAP", lui-même mesuré suivant le protocole Tenax proposé au chapitre 3. Le terme de disponibilité désigne bien tout au long de ce travail le pourcentage de HAP disponibles par rapport à la quantité totale de HAP.

La disponibilité varie en fonction des composés et des sols considérés (Tableau 17). Nous observons tout d'abord une très faible disponibilité des HAP. La plus forte disponibilité de la somme des 16 HAP est obtenue pour le sol le plus contaminé, HOM (4,17%). La disponibilité dans les sols NM et AUG est plus faible avec respectivement 1,29 et 0,74%. Les valeurs de
disponibilité pour des HAP d'une même classe c'est-à-dire possédant le même nombre de cycles benzéniques sont proches. Les disponibilités peuvent donc être présentées par classes de HAP (Figure 42). Pour les trois sols, les HAP à deux cycles benzéniques présentent la disponibilité la plus élevée. Pour le sol HOM, la disponibilité diminue de manière significative avec l'augmentation du nombre de cycles benzéniques. La classe des HAP les plus lourds présente une disponibilité environ 3 fois moindre que la classe des HAP les plus légers. Dans les sols NM et AUG, la disponibilité des HAP à 2 cycles est 2 à 3 fois supérieure à celle des autres HAP. Cette forte disponibilité est attribuable au seul naphtalène dont la disponibilité est significativement supérieure à celle de l'acénaphtène et du fluorène. La différence de disponibilité au sein de cette classe de HAP légers est plus marquée dans le sol AUG. Aucune différence de disponibilité n'est observée entre les HAP à 3, 4 et 5 cycles benzéniques pour ces deux sols.

<table><caption>Tableau 17 : Fraction disponible des 16 HAP US EPA déterminée pour les trois sols étudiés.</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="3">Disponibilité (%)</th></tr><tr><th>HOM</th><th>NM</th><th>AUG</th></tr></thead><tbody><tr><td>Naphtalène</td><td>6,18 ± 0,17</td><td>3,65 ± 0,05</td><td>4,95 ± 0,32</td></tr><tr><td>Acénaphtène</td><td>5,80 ± 0,14</td><td>2,03 ± 0,05</td><td>1,16 ± 0,37</td></tr><tr><td>Fluorène</td><td>7,08 ± 0,14</td><td>2,35 ± 0,05</td><td>1,04 ± 0,22</td></tr><tr><td>Phénanthrène</td><td>7,96 ± 0,14</td><td>1,33 ± 0,02</td><td>0,52 ± 0,20</td></tr><tr><td>Anthracène</td><td>7,01 ± 0,09</td><td>0,90 ± 0,02</td><td>0,96 ± 0,30</td></tr><tr><td>Fluoranthène</td><td>4,90 ± 0,20</td><td>1,19 ± 0,02</td><td>0,71 ± 0,2</td></tr><tr><td>Pyrène</td><td>3,62 ± 0,13</td><td>0,90 ± 0,07</td><td>0,58 ± 0,14</td></tr><tr><td>Chrysène</td><td>4,14 ± 0,12</td><td>1,53 ± 0,05</td><td>0,80 ± 0,25</td></tr><tr><td>Benzo(b)fluoranthène</td><td>2,76 ± 0,15</td><td>1,23 ± 0,08</td><td>0,70 ± 0,19</td></tr><tr><td>Benzo(k)fluoranthène</td><td>4,11 ± 0,15</td><td>1,28 ± 0,08</td><td>1,14 ± 0,21</td></tr><tr><td>Benzo(a)pyrène</td><td>2,13 ± 0,08</td><td>1,10 ± 0,09</td><td>0,58 ± 0,15</td></tr><tr><td>Dibenzo(a,h)anthracène</td><td>1,43 ± 0,17</td><td>1,10 ± 0,08</td><td>0,50 ± 0,15</td></tr><tr><td>Benzo(g,h,i) pérylène</td><td>1,44 ± 0,17</td><td>1,19 ± 0,09</td><td>0,47 ± 0,17</td></tr><tr><td>Indéno(1,2,3-c,d)pyrène</td><td>2,68 ± 0,13</td><td>1,70 ± 0,07</td><td>0,84 ± 0,13</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>
<figure><img src="image_43.png" /><figcaption>Figure 42 : Disponibilité en fonction du nombre de cycles benzéniques pour les trois sols.</figcaption></figure>

La disponibilité qui est le pourcentage de HAP disponibles, donne des informations sur les interactions liant les HAP à la matrice solide du sol. Cependant, il est également intéressant de connaître la teneur en HAP disponibles, indicatrice de la teneur pouvant effectivement se dissiper. La teneur en HAP disponibles est dépendante de la teneur en HAP totaux ainsi que de leur disponibilité. Les teneurs en HAP disponibles varient beaucoup en fonction des classes de HAP (Figure 43). Le sol HOM présente les plus fortes teneurs en HAP totaux, ceux-ci étant plus disponibles que dans les deux autres sols. La teneur en HAP disponibles est donc la plus élevée dans ce sol. Pour la somme des 16 HAP, cette teneur est dans le sol HOM 8 fois supérieure à celle du sol NM et 12 fois supérieure à celle du sol AUG. Les spectres de HAP disponibles sont proches des spectres de HAP totaux. En effet, dans les sols HOM et AUG, la proportion de HAP disponibles à 3 et 4 cycles est la plus élevée alors que dans le sol NM, ce sont les HAP à 4 et 5 cycles qui sont majoritaires. Malgré leur plus forte disponibilité, les composés à 2 cycles benzéniques représentent la plus faible quantité des HAP disponibles.

<figure><img src="image_44.png" /><figcaption>Figure 43 : Teneurs en HAP disponibles suivant leur nombre de cycles benzéniques pour les trois sols.</figcaption></figure>
La corrélation entre la disponibilité des HAP et plusieurs paramètres physico-chimiques des sols est présentée dans le Tableau 18. Etant donné le faible nombre de sols étudiés, ce tableau n'a pas pour prétention de fournir des outils statistiques mais simplement de donner une première idée des facteurs ayant une influence sur la disponibilité des HAP. Nous n'observons aucune relation entre la disponibilité et la texture du sol, son pH ou sa teneur en éléments cationiques échangeables. Par contre, il apparaît une relation entre la disponibilité des HAP et la teneur du sol en CO. En effet, la disponibilité est d'autant plus élevée que la teneur en CO est élevée.

<table><caption>Tableau 18 : Disponibilité globale (%) des HAP et différents paramètres agronomiques des trois sols de friches industrielles. p indique la probabilité que la disponibilité ne soit pas corrélée à ce paramètre.</caption><thead><tr><th></th><th>HOM</th><th>NM</th><th>AUG</th><th>p</th></tr></thead><tbody><tr><td>Disponibilité %</td><td>4,17</td><td>1,29</td><td>0,74</td><td></td></tr><tr><td>16 HAP EPA (mg kg<sup>-1</sup>)</td><td>1687</td><td>653</td><td>757,0</td><td>0,15</td></tr><tr><td>Argile en %</td><td>11,3</td><td>11,4</td><td>18,3</td><td>0,56</td></tr><tr><td>Limons en %</td><td>20,7</td><td>22,5</td><td>40,5</td><td>0,52</td></tr><tr><td>Sables en %</td><td>68</td><td>66,1</td><td>41,2</td><td>0,53</td></tr><tr><td>Calcaire (g kg<sup>-1</sup>)</td><td>384,0</td><td>31,9</td><td>70,6</td><td>0,16</td></tr><tr><td>pH</td><td>8,64</td><td>7,55</td><td>7,89</td><td>0,29</td></tr><tr><td>Calcium (cmol kg<sup>-1</sup>)</td><td>55,1</td><td>188</td><td>52,2</td><td>0,77</td></tr><tr><td>Magnésium (cmol kg<sup>-1</sup>)</td><td>1,37</td><td>7,21</td><td>2,04</td><td>0,69</td></tr><tr><td>Carbone Organique (g kg<sup>-1</sup>)</td><td>91,2</td><td>59,1</td><td>51,3</td><td>0,022</td></tr><tr><td>"Black carbon" (g kg<sup>-1</sup>)</td><td>35,6</td><td>16</td><td>19,2</td><td>0,19</td></tr></tbody></table>

La disponibilité des HAP est généralement très faible dans les trois sols de friche étudiés. Elle varie dans les sols étudiés de 0,74 à 4,17%. Le sol le plus contaminé, HOM, présente la plus forte disponibilité en HAP. Les sols NM et AUG ont un niveau de contamination équivalent mais la disponibilité des HAP dans ceux-ci varie du simple au double. Les disponibilités mesurées dans ces trois sols sont inférieures à celles mesurées par d'autres auteurs sur une grande diversité de sol. Dans la plupart des travaux, la disponibilité a été mesurée sur des sols artificiellement contaminés et elle est alors comprise entre 60 et 90% de la totalité des HAP (Cornelissen et al., 1997 ; You et al., 2006). En effet, la disponibilité des HAP diminue avec le vieillissement de la contamination c'est-à-dire avec l'augmentation du temps de contact entre les polluants et la matrice solide du sol. Des travaux ont été réalisés sur des sédiments possédant une contamination vieillie. Dans ce contexte, la disponibilité des HAP varie de 60 (Cornelissen et al., 1998) à environ 20% (Van Noort et al., 2003 ; Reeves et al., 2004 ; Schwab et Brack, 2007). Une autre étude menée sur 11 sols d'anciennes usines à gaz montre que les disponibilités mesurées sont aussi faibles que dans les trois sols que nous avons étudiés (Hawthorne et al., 2002). Cependant, ces résultats ne sont pas directement comparables car l'adsorbant synthétique utilisé n'est pas la résine Tenax mais une autre résine XAD. Or, l'affinité des HAP pour cette résine est plus faible que pour la résine Tenax (Guerin et Boyd, 1997).
La disponibilité des HAP dépend du nombre de cycles benzéniques qui les compose. La disponibilité diminue lorsque le nombre de cycles et donc la masse moléculaire des HAP augmente. Ce constat est net dans le sol HOM. Dans les deux autres sols, les HAP à deux cycles sont plus disponibles que les autres. Cette dépendance de la disponibilité avec la masse moléculaire est cohérente avec les travaux de la littérature. En effet, la désorption, processus de mise à disponibilité des HAP, est d'autant plus intense que la masse moléculaire des HAP est faible. Cependant, les variations de disponibilité entre les différentes classes de HAP sont faibles compte tenu de leurs propriétés chimiques très variables. En effet, les disponibilités mesurées varient du simple au triple en fonction des composés considérés alors que, par exemple, la solubilité du benzo(a)pyrène est 1000 fois supérieure à celle de l'acénaphtène et 10000 fois supérieure à celle du naphtalène. Ceci signifie que la désorption n'est pas le seul paramètre contrôlant la disponibilité des HAP. Nous faisons donc l'hypothèse que les HAP ne sont pas répartis de façon homogène à la surface des matières organiques anthropogéniques. Il est possible que, au cours du vieillissement de la contamination, les composés les plus légers présents à la surface de la matrice ont été dégradés. Il s'est donc créé au cours du temps un gradient de concentration entre l'intérieur et l'extérieur des agrégats ou des matières organiques anthropogéniques. Aujourd'hui, la surface de ces matrices est composée d'une majorité de HAP lourds qui n'ont besoin que de la désorption pour passer en phase aqueuse. Les HAP plus légers sont concentrés à l'intérieur de la matrice, ils sont séquestrés et le processus de diffusion est nécessaire pour les rendre disponibles. Cette faible différence de disponibilité entre les différentes classes de HAP est à l'origine des spectres en HAP disponibles similaires aux spectres de HAP totaux pour un même sol. Les concentrations en HAP disponibles de chacune des fractions sont donc plus dépendantes des teneurs en HAP totaux dans celle-ci que de leurs disponibilités respectives. Dans les trois sols de friches industrielles étudiés, les teneurs en HAP disponibles sont les plus élevées pour les HAP à 3, 4 et 5 cycles soit ceux présentant le risque le plus élevé pour la santé humaine et les écosystèmes. Ceci est un élément permettant de relativiser notre précédente affirmation selon laquelle le risque présenté par les sols de friches industrielles était faible du fait de la faible disponibilité globale des HAP.

Nous avons montré que la disponibilité des HAP dans les trois sols étudiés n'est pas entièrement contrôlée par les paramètres que sont le pH, la texture et la teneur en éléments cationiques échangeables. Ces paramètres pourraient intervenir en association mais dans ce cas, l'étude d'un grand nombre de sol est nécessaire à l'évaluation de ces effets. L'absence de relation entre la disponibilité des HAP et les paramètres physico-chimiques du sol est en contradiction avec de nombreux autres travaux de la littérature. Le pH est suspecté avoir un effet sur l'état de la matière organique du sol et donc la disponibilité des HAP. En effet, l'affinité des HAP pour le matériel humique diminue pour de forts pH (Wang et al., 2001 ; Ping et al., 2006). Ce paramètre pourrait donc expliquer la forte disponibilité relative des HAP dans le sol HOM du fait de son pH élevé mais il n'explique pas la différence de disponibilité entre les sols NM et AUG ayant un pH
similaire. D'autres travaux ont montré une influence de la texture du sol et notamment une diminution de la désorption du pyrène lors de l'accroissement des teneurs en argiles (Hwang et Cutright, 2002 ; Hwang et Cutright, 2003). Ce phénomène est lié au fait que les argiles favorisent le processus d'agrégation des sols (Prévot, 1970). Or, dans notre cas, les sols HOM et NM présentent la même teneur en argile et des disponibilités de HAP très différentes. Ce point pourrait être précisé par l'étude de la nature des argiles dans chacun des sols. En effet, la capacité des argiles à complexer des substances organiques et donc à former des complexes argilo-humiques dépend de leur capacité d'échange cationique. Par exemple, les smectites possédant une capacité d'échange cationique très supérieure à la kaolinite forment préférentiellement des complexes argilo-humiques. La matière organique connue pour être la matrice adsorbante principale des HAP est censée contrôler l'adsorption et la désorption des contaminants hydrophobes (Murphy et al., 1990 ; Appert-Collin et al., 1999). Cette affirmation n'est pas vérifiée dans le cas particulier et complexe des sols de friches industrielles. En effet, la relation entre la disponibilité des HAP et la teneur en CO est inverse dans les trois sols que l'on étudie. Malgré cette relation, il est peu probable que l'augmentation de la disponibilité soit induite par une augmentation de la teneur en CO. La matière organique du sol contrôle donc la disponibilité des HAP lorsqu'elle joue le rôle de puits des HAP mais pas lorsqu'elle est leur source comme dans le cas des sols de friche. La teneur en HAP totaux est également corrélée à une forme de CO qu'est le BC et qui représente la majorité du stock de carbone des sols de friche. Nous faisons donc l'hypothèse que la teneur en HAP totaux peut avoir un effet sur la disponibilité des HAP même si aucune corrélation significative n'est observée. Ceci s'expliquerait par la saturation des sites de sorption sur la matrice solide.

L'étude des HAP et de leur disponibilité dans le sol global n'a pas permis de comprendre la totalité des processus contrôlant la disponibilité des HAP. Afin d'apporter des informations complémentaires susceptibles d'expliquer la disponibilité des HAP, nous allons apporter la notion de diffusion des HAP et donc de structure des sols. Pour cela, nous allons dans cette prochaine partie, étudier la disponibilité des HAP dans les différentes fractions granulodensimétriques du sol.

### 2.2.2. Comparaison de la disponibilité dans les différentes fractions des sols

Les disponibilités en HAP mesurées sur chaque fraction granulométrique, comprises entre 8,2 et 25,5% sont toujours supérieures aux disponibilités mesurées dans les sols globaux n'ayant pas subi de fractionnement (0,7 à 4,2%). Tout comme les teneurs en HAP totaux, les disponibilités sont dépendantes des fractions granulométriques considérées (Figure 44). Dans les trois sols, la disponibilité la plus élevée est mesurée dans la fraction composée des argiles et des limons fins. Elle est dans cette fraction de respectivement 21,6, 17,3 et 25,5% dans les sols HOM, NM et AUG. Pour ces trois sols, les disponibilités les plus faibles sont mesurées dans les sables
grossiers. Elles sont de respectivement 8,2, 11,1 et 9,8% dans les sols HOM, NM et AUG. Pour les fractions intermédiaires, nous observons d'une manière générale une diminution de la disponibilité avec un accroissement de la taille des fractions. Seule la disponibilité des HAP dans les limons grossiers (LG) du sol AUG est significativement inférieure à celle observée dans les fractions LF+A et SF. Comme nous l'avons montré précédemment, cette fraction présente la plus faible teneur en HAP rencontrée (139 mg kg⁻¹). Cette même fraction est celle qui contient la teneur la plus élevée en carbone inorganique (37 mg kg⁻¹) dans le sol AUG (Tableau 13). Cette fraction présente également le plus fort rapport "BC/CO", il est de 73%. De plus, pour une même fraction granulodensimétrique, nous observons que les disponibilités varient peu d'un sol à l'autre. En effet, les valeurs de disponibilité pour une fraction granulodensimétrique varient d'un facteur 1,5 maximum alors que la disponibilité des HAP dans le sol global varie d'un facteur supérieur à 5 entre la valeur la plus faible et la valeur la plus élevée.

<figure><img src="image_45.png" /><figcaption>Figure 44 : Disponibilité de la somme des 16 HAP dans a) HOM, b) NM et c) AUG.</figcaption></figure>

Tout comme dans le sol global que nous avons étudié précédemment, la disponibilité dans chacune des fractions dépend également du nombre de cycles benzéniques des HAP (Tableau 19). D'une manière générale, l'évolution des disponibilités de chacune des classes de HAP dans les fractions granulométriques diffère par rapport à celles observées dans le sol global. Les HAP ayant 3 et 4 cycles benzéniques présentent les plus fortes disponibilités alors que les HAP à 5 cycles benzéniques ont les disponibilités les plus faibles. En fonction des fractions granulométriques, la disponibilité des HAP à 2 cycles est soit aussi faible que ceux à 5 cycles, soit aussi élevée que ceux à 3 et 4 cycles. Le spectre des HAP totaux ne varie pas en fonction des fractions granulométriques considérées. L'étude de l'importance de la disponibilité de chaque classe de HAP par rapport à la disponibilité globale d'une fraction peut donc être appréhendée par la présentation des spectres des HAP disponibles. Les spectres donnent la proportion de chaque classe de HAP obtenue en divisant la teneur en HAP disponibles à x cycles et la teneur en la somme des HAP disponibles (mg HAP dispo à x cycles / mg HAP totaux dispo).
<table><caption>Tableau 19 : Disponibilité (%) des HAP dans les trois sols en fonction du nombre de cycles benzéniques, dans chacune des fractions granulométriques.</caption><thead><tr><th></th><th>LF+A</th><th>LG</th><th>SF</th><th>SG</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="5"><strong>Sol HOM</strong></td></tr><tr><td>2 cycles</td><td>9,2 ± 0,22</td><td>5,92 ± 0,16</td><td>7,532 ± 0,00</td><td>12,72 ± 4,19</td></tr><tr><td>3 cycles</td><td>22,32 ± 0,82</td><td>232 ± 2,18</td><td>22,62 ± 1,11</td><td>10,82 ± 1,93</td></tr><tr><td>4 cycles</td><td>29,42 ± 1,74</td><td>36,32 ± 3,11</td><td>22,82 ± 0,84</td><td>8,12 ± 1,31</td></tr><tr><td>5 cycles</td><td>7,22 ± 0,52</td><td>7,22 ± 0,80</td><td>4,52 ± 0,16</td><td>1,92 ± 0,37</td></tr><tr><td>somme des 16 HAP</td><td>22,12 ± 0,99</td><td>23,72 ± 2,09</td><td>19,252 ± 0,52</td><td>8,582 ± 1,47</td></tr><tr><td colspan="5"><strong>Sol NM</strong></td></tr><tr><td>2 cycles</td><td>22,32 ± 0,62</td><td>10,82 ± 2,13</td><td>9,52 ± 0,76</td><td>9,22 ± 0,18</td></tr><tr><td>3 cycles</td><td>19,42 ± 0,75</td><td>17,32 ± 2,96</td><td>17,62 ± 0,35</td><td>11,32 ± 1,33</td></tr><tr><td>4 cycles</td><td>27,22 ± 1,35</td><td>22,12 ± 1,79</td><td>17,52 ± 1,60</td><td>9,82 ± 1,33</td></tr><tr><td>5 cycles</td><td>5,82 ± 0,14</td><td>7,02 ± 2,62</td><td>6,02 ± 0,26</td><td>5,22 ± 0,47</td></tr><tr><td>somme des 16 HAP</td><td>17,32 ± 0,54</td><td>14,92 ± 2,34</td><td>13,22 ± 0,54</td><td>8,92 ± 0,90</td></tr><tr><td colspan="5"><strong>Sol AUG</strong></td></tr><tr><td>2 cycles</td><td>19,72 ± 0,79</td><td>8,92 ± 1,12</td><td>21,32 ± 1,62</td><td>14,02 ± 2,95</td></tr><tr><td>3 cycles</td><td>34,42 ± 4,11</td><td>20,52 ± 0,25</td><td>28,42 ± 0,67</td><td>12,02 ± 0,32</td></tr><tr><td>4 cycles</td><td>30,02 ± 2,59</td><td>14,22 ± 1,66</td><td>23,22 ± 0,78</td><td>7,72 ± 0,99</td></tr><tr><td>5 cycles</td><td>5,02 ± 0,31</td><td>7,12 ± 1,94</td><td>6,02 ± 0,78</td><td>7,62 ± 0,87</td></tr><tr><td>somme des 16 HAP</td><td>25,52 ± 2,49</td><td>14,02 ± 0,26</td><td>21,82 ± 0,52</td><td>9,82 ± 0,24</td></tr></tbody></table>

Le spectre des HAP disponibles varie en fonction des fractions granulométriques considérées (Figure 45). Dans les trois sols étudiés, les HAP à 3 et 4 cycles représentent la plus grande fraction de HAP disponibles. Ensuite, ce sont les HAP à 5 cycles qui contribuent le plus à la quantité totale de HAP disponibles. Enfin, les HAP à 2 cycles ne représentent qu'une faible proportion des HAP disponibles. La tendance d'évolution des proportions de HAP en fonction de leur nombre de cycle benzénique concerne surtout les HAP à 3 et 4 cycles. Dans les trois sols, la proportion de HAP à 3 cycles benzéniques augmente avec l'accroissement de la taille des agrégats. Inversement, la proportion de HAP à 4 cycles diminue avec l'augmentation de taille des fractions granulométriques. En d'autres termes, dans les fractions fines comme les limons fins + argiles, la disponibilité des HAP à 3 cycles benzéniques est relativement faible par rapport à celle des HAP à 4 cycles. L'inverse est observé dans les fractions grossières comme les sables.
<figure><img src="image_46.png" /><figcaption>Figure 45 : Spectre des HAP disponibles dans les différentes fractions granulométriques des sols a) HOM), b) NM et c) AUG (Proportion = mg HAP dispo à x cycles / mg HAP totaux dispo).</figcaption></figure>

Nous avons tenté de relier la disponibilité globale des HAP dans chacune des fractions et les teneurs en CO et en BC de ces mêmes fractions (Figure 46). Aucune relation entre ces paramètres n'a été observée. La disponibilité des HAP dans les sols ne dépend donc pas strictement des teneurs en CO ou en BC.
<figure><img src="image_47.png" /><figcaption>Figure 46 : Disponibilité de la somme des 16 HAP EPA (%) dans les fractions granulodensimétriques des sols de friche en fonction a) des teneurs en black carbon b) des teneurs en carbone organique.</figcaption></figure>

Nous avons tout d'abord observé une différence de disponibilité des HAP élevée entre les fractions granulométriques des sols et le sol global non fractionné. De plus, la disponibilité des HAP dans une fraction granulodensimétrique donnée varie peu en fonction du sol considéré. Deux hypothèses peuvent permettre d'expliquer ce phénomène. Tout d'abord, cette observation peut être la conséquence d'un biais expérimental. Lors du fractionnement granulodensimétrique, 30 g de sol sont agités dans une grande quantité d'eau soit 700 mL et ce, pendant une durée d'environ 8 heures pour qu'ait lieu une séparation en fonction de la densité des particules. Il est possible que cette agitation ait induit la diffusion d'une fraction des HAP de l'intérieur des particules jusqu'à leur périphérie les faisant ainsi passer d'un statut non disponible à un statut disponible. Le fractionnement granulo-densimétrique aurait donc pour conséquence une surestimation de la fraction disponible par rapport au concept du protocole que nous avons validé. Cependant, compte tenu des vitesses de désorption du compartiment lentement désorbable présentées dans le chapitre 3, il est peu probable que ce phénomène soit à l'origine de la totalité de l'augmentation de la fraction disponible après fractionnement granulométrique.
En effet, la disponibilité des HAP dans les fractions granulométriques est augmentée d'un facteur 2 à 5 par rapport à la disponibilité globale du sol HOM. Dans le sol AUG, cette augmentation est beaucoup plus importante puisqu'elle est d'un facteur compris entre 15 et 30. La seconde hypothèse est donc que la disponibilité des HAP est proche dans toutes les particules de BC d'une même taille et que c'est le mode d'association des agrégats dans le sol global qui contrôle la disponibilité des HAP. Il est probable que le protocole employé lors du fractionnement granulodensimétrique ait induit la disparition des facteurs contrôlant la disponibilité globale. Ces facteurs peuvent être des paramètres ou des éléments du sol ayant été déplacés par la phase aqueuse. Par exemple, des carbonates ou certains stocks de matière organique jouant le rôle de ciment dans les associations organominérales ont pu être dissoutes. On s'aperçoit ici que les ciments tels que le calcaire et la matière organique jouent un rôle très important dans la disponibilité des HAP. Jusqu'ici, il s'agit du facteur de contrôle le plus important.

Sans les comparer avec la disponibilité globale, il est tout de même pertinent de mettre en parallèle les disponibilités des HAP dans les différentes fractions du sol afin de comprendre les interactions entre les HAP et la matrice solide.

La disponibilité dans les fractions granulométriques n'est pas contrôlée par la teneur en carbone, que l'on considère le carbone inorganique, organique ou uniquement le BC. Ce résultat est contraire à la littérature qui accorde une importance prédominante à ce paramètre sur la disponibilité des HAP. Comme nous l'avons dit précédemment, la matière organique n'a pas la même influence sur la disponibilité des HAP selon qu'elle est leur source ou leur puits. La disponibilité des HAP en fonction des fractions granulométriques est principalement contrôlée par la taille des agrégats considérés. La disponibilité des HAP diminue avec l'augmentation de la taille des fractions. La surface d'échange entre la phase solide et la phase liquide est à l'origine de cette observation. La surface spécifique des particules (et plus particulièrement des agrégats dans notre cas) diminue avec l'augmentation de leur taille. Les HAP disponibles sont transférés dans la solution du sol (puis vers la résine adsorbante dans notre protocole) par un mécanisme de désorption. Ce processus est d'autant plus intense que la surface d'échange entre la matrice polluée et la solution est élevée. Cependant, la surface d'échange n'est pas le seul facteur explicatif de la disponibilité des HAP en fonction des fractions considérées. Tout d'abord, les disponibilités observées dans les différentes fractions ne varient que d'un facteur 3, celui-ci étant beaucoup plus faible que le facteur de variation entre les surfaces des différentes fractions granulométriques. En effet l'ordre de grandeur entre la surface spécifique des sables et celle des argiles est de 1000. De plus, la disponibilité dans certaines fractions ne suit pas la relation disponibilité / taille des agrégats que nous venons d'exposer. C'est notamment le cas de la disponibilité des HAP dans les limons grossiers du sol AUG. Même si nous n'avons pas observé de corrélation entre les différentes formes de carbone et la disponibilité des HAP, il est probable que ce paramètre intervienne et ait une influence sur la disponibilité dans certains cas. Pour les limons grossiers du sol AUG, la forte teneur en carbone inorganique et le rapport BC/CO peut
expliquer la faible disponibilité des HAP. En effet, le carbone inorganique est constitué de carbonates susceptibles d'enrober les agrégats et ainsi empêcher les contacts entre la matrice organique comportant les HAP et la phase aqueuse. Le rapport BC/CO élevé dans cette même fraction montre que son stock de carbone est majoritairement composé d'un carbone très condensé, résistant à une oxydation à 375°C, et possédant ainsi un coefficient de partage Koc élevé. Dans cette fraction particulière, les HAP sont donc inclus dans un BC très condensé. Cette fraction ne contient quasiment pas d'autres formes de carbone pouvant servir de sources et/ou de puits pour les HAP. La désorption des HAP ne dépend donc que du Koc du BC qui est très élevé. Les HAP sont donc moins disponibles dans les limons grossiers du sol AUG que dans les sables fins. Dans cette dernière fraction, le rapport BC/CO plus faible montre que les HAP sont partagés dans cette fraction sur des formes de carbone présentant des Koc moins importants et la teneur en carbonate quasi nulle exclut toute possibilité d'enrobage des agrégats.

Nous avons également mis en évidence une importance relative des HAP disponibles à 3 cycles plus faible dans les fractions fines et plus élevée dans les fractions grossières. Inversement, les HAP disponibles à 4 cycles sont retrouvés en plus grande quantité relative dans les argiles et limons fins que dans les sables grossiers. Ce phénomène s'explique de la manière suivante, lors de l'augmentation de la taille des agrégats et donc lors de la diminution de leur surface spécifique, la disponibilité des HAP diminue. Cependant, cette décroissance de disponibilité est plus élevée pour les HAP à 4 cycles benzéniques que ceux à 3 cycles benzéniques. En effet, les particules fines sont peu agrégées et les HAP disponibles passent dans la solution du sol par désorption et par diffusion dans la structure de la matrice adsorbante des HAP, la matière organique anthropogénique. Dans les fractions plus grossières et notamment dans les sables grossiers, l'agrégation induit un enrobage des particules de matière organique anthropogénique par des constituants plus fins. Cet enrobage est très visible sur la Figure 47. La matière organique visible est très probablement un goudron de houille étant donné son aspect brillant et vitreux (Ghosh et al., 2003). On conçoit que la désorption des HAP à partir du goudron de houille est limitée par l'enrobage. Cette limitation est accentuée par l'effet stérique des HAP. En effet, les HAP de petites tailles peuvent plus facilement diffuser à travers les constituants de l'enrobage pour se retrouver dans la solution du sol alors que les gros HAP tels ceux possédant 4 cycles benzéniques seront bloqués dans la porosité intra-agrégat.
<figure><img src="image_48.png" /><figcaption>Figure 47 : Photographie d'une matière organique anthropogénique peu enrobée (a) et d'une totalement enrobée (b) dans les sables grossiers du sol HOM (observation à la loupe binoculaire).</figcaption></figure>

La porosité des matières organiques anthropogéniques elle-même peut avoir un effet sur l'importance relative des HAP disponibles en fonction du nombre de cycles benzéniques dans les différentes classes granulométriques. Il est possible, mais cela reste à vérifier, que la porosité des matières organiques de petites tailles telles les suies soit plus élevée que celle des matières organiques plus grossières. Nous avons déjà vu que la porosité avantageait la diffusion et la disponibilité des HAP de faibles poids moléculaires et donc ceux à 3 cycles benzéniques.

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

Nous avons tout d'abord vu que les teneurs en HAP varient en fonction de la taille des agrégats du sol. Il en est de même pour leur disponibilité sur chacune des fractions granulométriques. Nous cherchons dans ce paragraphe à comparer les contributions de chacune des fractions à la quantité de HAP totaux et disponibles. Les contributions représentent les quantités de HAP totaux ou disponibles sur une fraction donnée par rapport à la quantité totale de HAP totaux ou disponibles dans le sol. Elles ont été calculées de la manière suivante :

$$ \text{Contribution (\%)} = \frac{\text{Quantité dans la fraction (g)}}{\text{Quantité totale dans le sol (g)}} $$

Les contributions de chacune des fractions ne dépendent pas seulement de la proportion massique de ces fractions dans les sols (Figure 48). La contribution de chaque fraction aux HAP totaux dépend des variations de teneurs en HAP totaux entre les fractions granulométriques. La
contribution de chaque fraction aux HAP disponibles est dépendante des variations des teneurs en HAP disponibles, elles-mêmes contrôlées par les teneurs en HAP totaux et la disponibilité de ces derniers. Dans les sols HOM et NM, la fraction composée des argiles et des limons fins est plus chargée en HAP totaux que toutes les autres fractions. La proportion de HAP totaux dans cette fraction est donc plus élevée que son pourcentage massique. Cette différence entre la contribution à la masse du sol et la contribution à la quantité de HAP totaux est la plus marquée dans le sol NM. En effet, la plus petite fraction dans ce sol ne constitue que 16% de la masse du sol mais contient 33% des HAP. Dans les sables grossiers du sol HOM, les contributions à la masse du sol et aux HAP totaux sont identiques. Dans le sol NM, les sables grossiers contiennent peu de HAP par rapport aux autres fractions. Leur contribution aux HAP totaux est donc plus faible que la contribution à la masse du sol. Dans le sol AUG, la fraction fine (LF+A) est moins concentrée en HAP que les sables. La contribution de cette fraction aux HAP totaux (21%) est donc plus faible que la contribution à la masse du sol (31%). Dans ce sol, la différence élevée entre la contribution à la masse du sol et la contribution à la quantité de HAP totaux est observée dans les sables grossiers (30% de la masse contre 54% des HAP totaux). Dans les trois sols, les limons grossiers sont la fraction représentant la plus faible proportion massique. De plus, cette fraction est la moins concentrée en HAP. Sa contribution à la quantité de HAP totaux est donc minime. Les sables fins des trois sols contiennent des teneurs en HAP moyennes par rapport aux autres fractions. Leurs contributions aux HAP totaux sont donc similaires à leurs contributions à la masse du sol.
<figure><img src="image_49.png" /><figcaption>Figure 48 : Contribution (%) des fractions LF+A (limons fins +argiles), LG (limons grossiers), SF (sables fins) et SG (sables grossiers) à la masse du sol (distribution granulométrique), à la quantité de HAP totaux et la quantité de HAP disponibles dans les sols a) d'Homécourt b) de Neuves-Maisons et c) d'ancienne usine à gaz.</figcaption></figure>

Dans les sols HOM et NM, les variations entre la contribution à la quantité de HAP disponibles et la contribution à la masse du sol sont plus importantes encore que ce que l'on vient de décrire pour la contribution aux HAP totaux. Ceci est dû au fait que dans ces deux sols, les fractions les plus contaminées (LF+A) présentent les plus fortes disponibilités en HAP et inversement. Les limons fins et les argiles contribuent donc beaucoup à la quantité de HAP disponibles. Elles contiennent respectivement 39 et 46% des HAP disponibles dans les sols HOM et NM alors que leur proportion massique est de 16% dans les deux sols. Inversement, les sables grossiers qui constituent respectivement 62 et 60% des sols HOM et NM ne contribuent qu'à 40 et 35% de la
quantité de HAP disponibles. Dans le sol AUG, les sables grossiers sont la fraction la plus contaminée. La disponibilité des HAP sur cette fraction est beaucoup plus faible que sur la fraction la plus fine, moins concentrée. La contribution à la quantité de HAP disponibles s'équilibre alors avec la contribution à la masse du sol dans les fractions LF+A et SG alors qu'elle s'en éloignait en ce qui concerne les HAP totaux. Ces deux fractions représentent chacune 31% de la masse du sol et contribuent à 34% de la quantité de HAP disponibles.

Les observations décrites ci-dessus ont été faites en considérant la somme des 16 HAP EPA. Les spectres de HAP totaux ne variant pas en fonction des fractions granulométriques, la contribution de chacune des fractions aux différentes classes de HAP est identique. Par contre, nous avons montré que les spectres de HAP disponibles varient en fonction des fractions considérées. C'est la raison pour laquelle la distribution dans les fractions de la somme des HAP, des HAP à 3 cycles ou des HAP à 4 cycles varie (Tableau 20). Dans les trois sols, la fraction LF+A contribue plus aux HAP à 4 cycles qu'aux HAP à 3 cycles. Inversement, les sables grossiers contribuent plus aux HAP à 3 cycles qu'aux HAP à 4 cycles. La distribution de la somme de 16 HAP disponibles est dans tous les cas intermédiaire à celle de ces deux classes de HAP. En d'autres termes, les différences entre la distribution de la masse des agrégats et de la quantité de HAP disponibles sont plus prononcées avec les HAP à 4 cycles.

<table><caption>Tableau 20 : Contribution de chacune des fraction à la quantité de HAP disponibles pour la somme des HAP, les HAP à 3 cycles et les HAP à 4 cycles.</caption><thead><tr><th></th><th>LF+A</th><th>LG</th><th>SF</th><th>SG</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>Sol HOM</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Distribution massique (%)</td><td><strong>16,6</strong></td><td><strong>4,3</strong></td><td><strong>16,7</strong></td><td><strong>62,4</strong></td></tr><tr><td>Somme des 16 HAP EPA (%)</td><td>38,7</td><td>3,0</td><td>17,6</td><td>40,6</td></tr><tr><td>HAP à 3 cycles benzéniques (%)</td><td>33,1</td><td>2,6</td><td>16,3</td><td>48,1</td></tr><tr><td>HAP à 4 cycles benzéniques (%)</td><td>43,8</td><td>3,4</td><td>19,1</td><td>33,6</td></tr><tr><td><strong>Sol NM</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Distribution massique (%)</td><td><strong>16,1</strong></td><td><strong>5,0</strong></td><td><strong>18,3</strong></td><td><strong>60,5</strong></td></tr><tr><td>Somme des 16 HAP EPA (%)</td><td>45,9</td><td>4,2</td><td>14,9</td><td>35,1</td></tr><tr><td>HAP à 3 cycles benzéniques (%)</td><td>38,4</td><td>3,4</td><td>16,1</td><td>42,1</td></tr><tr><td>HAP à 4 cycles benzéniques (%)</td><td>54,6</td><td>4,6</td><td>13,9</td><td>26,9</td></tr><tr><td><strong>Sol AUG</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Distribution massique (%)</td><td><strong>31,0</strong></td><td><strong>15,2</strong></td><td><strong>23,0</strong></td><td><strong>30,9</strong></td></tr><tr><td>Somme des 16 HAP EPA (%)</td><td>33,9</td><td>2,5</td><td>29,7</td><td>33,9</td></tr><tr><td>HAP à 3 cycles benzéniques (%)</td><td>31,5</td><td>2,2</td><td>29,6</td><td>36,6</td></tr><tr><td>HAP à 4 cycles benzéniques (%)</td><td>40,5</td><td>2,3</td><td>32,0</td><td>25,2</td></tr></tbody></table>

Dans les trois sols étudiés, plus de 80% des HAP présents sont répartis entre la fraction la plus fine composée des limons fins et des argiles et la fraction la plus grossière constituée par les sables grossiers. Ce fractionnement des HAP totaux est la conséquence de la forte proportion
massique de ces deux fractions granulométriques ou/et de leur forte teneur en HAP par rapport aux deux autres fractions composées des limons grossiers et des sables fins. Dans le sol HOM, les teneurs en HAP des deux fractions sont proches, leur contribution massique est donc proche de leur contribution à la quantité de HAP. Dans le sol NM, la fraction fine beaucoup plus concentrée que les sables grossiers contribue plus à la quantité de HAP que la masse du sol. Inversement, les sables grossiers peu concentrés en HAP contribuent plus à la masse du sol qu'à la quantité de HAP. Le sol AUG est caractérisé par le cas contraire à celui observé dans le sol NM. La proportion de HAP dans la fraction fine est faible par rapport au pourcentage massique qu'elle représente du fait de sa faible teneur en HAP. Le cas inverse est constaté dans ses sables grossiers. On s'aperçoit ici que la distinction entre les argiles et les limons fins sera indispensable par la suite. En effet, nous montrons que les fractions les plus fines (LF+A) sont une des deux classes granulométriques d'agrégats participant le plus à la quantité de HAP. Les conclusions sur le risque que présentent les sols de friche sont différentes selon que les argiles ou les limons fins contribuent majoritairement à ces HAP totaux. Les argiles, contrairement aux limons fins peuvent former des colloïdes inorganiques capables d'être lixivés pour atteindre les nappes d'eaux souterraines. Dans cette hypothèse que nous avons écartée sur la base des travaux effectués sur le sol NM, la fraction fine serait un facteur de risque majeur de transfert des HAP. En ce qui concerne les sables grossiers qui contiennent la majorité des HAP, ceux-ci ne présentent pas ou peu de risque de transferts verticaux et horizontaux par lixiviation ou ruissellement.

## Conclusion

Ce chapitre a tout d'abord permis d'établir une nouvelle conception des agrégats en précisant la localisation des HAP dans ceux-ci (Figure 49). Nous avons en effet mis en évidence que les HAP étaient contenus au sein de carbone anthropogénique. En effet, les activités industrielles comme les cokeries ont induit par le passé l'émission de différentes matières organiques anthropogéniques. Ces matériaux, regroupés sous le terme de BC, contiennent une quantité élevée de HAP. Le BC et les HAP associés ont contaminé les sols et sont retrouvés aujourd'hui dans chacune des fractions granulodensimétriques des sols. Le BC constitue aujourd'hui la majorité du CO des sols de friches industrielles.
<figure><img src="image_50.png" /><figcaption>Figure 49 : Schéma des niveaux auquels interviennent les facteurs de contrôle de la disponibilité des HAP dans un sol de friche industrielle.</figcaption></figure>

Ensuite, nous avons dans ce chapitre trouvé des facteurs de contrôle de la disponibilité de HAP. Ceux-ci nous permettent de mieux comprendre la disponibilité très différente dans les trois sols de friche étudiés. La disponibilité des HAP s'explique en considérant trois niveaux :

1) La distribution du stock total de HAP,

2) La disponibilité des HAP au sein des différentes particules organiques,

3) La disponibilité globale au sein du sol.

1) La distribution des HAP dans les fractions du sol dépend tout d'abord des caractéristiques du BC apporté par les activités industrielles. Les particules varient en nature, en taille ainsi qu'en niveau de contamination. Il apparaît que les particules les plus fines, probablement des suies, sont les plus chargées en HAP (~ 100 g HAP kg⁻¹ de BC) et induisent des teneurs en HAP élevées dans la fraction regroupant les argiles et les limons fins. Il est très probable que le goudron de houille constitue également une grande partie des matières anthropogéniques rencontrées. De plus, la distribution des HAP dans les sols dépend de leur texture ainsi que du niveau d'agrégation. Les trois sols étudiés possèdent des textures et des niveaux d'agrégation variable. Pour cette raison, la distribution des HAP totaux diffère dans chacun des trois sols. Dans le sol AUG, la forte proportion de fractions fines diminue l'influence des petites particules de BC sur leurs teneurs en HAP par rapport aux deux autres sols. Dans le sol HOM, contrairement au sol NM, l'agrégation des fractions fines en des fractions plus grossières a augmenté la teneur en HAP dans ces dernières. Tous ces facteurs induisent des
contributions différentes de chacune des fractions à la quantité totale de HAP. Les fractions fines des sols HOM et NM contribuent plus à la quantité de HAP que dans le sol AUG.

2) La disponibilité des HAP dans chaque fraction dépend des caractéristiques chimiques des HAP ainsi que de la taille des particules considérées. Dans les trois sols étudiés, les HAP ont une origine pétrogénique et leurs spectres sont donc très proches. La disponibilité des HAP diminue avec l'augmentation de la masse moléculaire des HAP. Cependant, les variations de disponibilité induites par ces différences sont faibles car les HAP ne sont pas distribués de façon homogène à l'intérieur de leur matrice organique. Les HAP les plus légers sont en effet séquestrés à l'intérieur de celle-ci. La disponibilité des HAP est surtout contrôlée par la taille des agrégats. Elle diminue avec l'augmentation de la taille des agrégats. La teneur en carbone des fractions ne contrôle pas la disponibilité dans ce cas particulier où la majorité de la matière organique joue le rôle de source de HAP et non de puits. L'enrobage ou non des matières organiques anthropogéniques contrôle également la disponibilité des HAP. En effet, ce processus tend à réduire de façon plus importante la disponibilité des HAP les plus lourds. Tous ces facteurs induisent une contribution variable des différentes fractions à la quantité de HAP disponibles. Pour une fraction granulodensimétrique donnée, la disponibilité des HAP dans les trois sols étudiés est proche. De nouveaux facteurs contrôlent donc la disponibilité des HAP lorsque l'on considère le regroupement des fractions pour former un sol global.

3) Le ciment liant les différents agrégats entre eux est un paramètre prépondérant sur le contrôle de la disponibilité globale des HAP. En effet, lorsque le ciment n'est pas dissous par le fractionnement granulométrique, la disponibilité des HAP est au moins 5 fois moindre que dans chacune des fractions. Le ciment en question peut être les carbonates comme une fraction de la matière organique du sol. Ces composants lient les agrégats entre eux et diminue ainsi la surface d'échange entre la matrice solide et la solution du sol. Nous n'avons pas observé un effet du pH sur le faible nombre d'échantillon que l'on a étudié mais ce paramètre est toujours suspecté avoir un rôle dans la disponibilité des HAP.

Nous avons donc mis en évidence que la stabilité des agrégats et le ciment liant chacune des composantes de la matrice solide sont des facteurs importants de contrôle de la disponibilité des HAP. Nous allons donc par la suite chercher des paramètres rhizosphériques qui seraient susceptibles de diminuer la structuration de la matrice solide. En effet, le point commun des trois sols de friche HOM, NM et AUG est la faible disponibilité globale des HAP inférieure à 5%. Dans un contexte d'atténuation naturelle des sols de friche, la très faible disponibilité des HAP induit une très faible dissipation des contaminants au cours du temps. Pour améliorer leur décontamination par une voie biologique, il est indispensable d'accroître le facteur limitant leur dégradation, c'est-à-dire leur disponibilité.
## CHAPITRE 5 :
EFFETS DU pH ET D'ACIDES ORGANIQUES SUR LA
DISPONIBILITE DES HAP DANS DES SUSPENSIONS DE SOL
## Introduction

Nous avons vu jusqu'ici que la disponibilité des HAP dans les sols de friches industrielles est très faible mais elle n'est pas nulle. Les concentrations en HAP disponibles sont plus élevées pour les HAP à 3, 4 et 5 cycles benzéniques que pour les teneurs en HAP disponibles à 2 cycles. Les HAP présentant les plus grands risques toxicologiques et écotoxicologiques sont donc susceptibles d'être plus présents dans la solution du sol. Enfin, les fractions granulométriques les plus fines sont porteuses d'une fraction importante de la pollution. Elles peuvent être transportées verticalement par lessivage et horizontalement par ruissellement et ainsi contaminer les écosystèmes souterrains et adjacents aux sites. Par conséquent, malgré leur faible disponibilité, les HAP des sols de friches, notamment de grande taille, représentent un risque qu'il convient de gérer sur le long terme.

La disponibilité des HAP est trop faible pour un traitement par biodégradation (e.g. land farming). Une faible disponibilité ne permet pas d'envisager un traitement efficace dans une durée acceptable. Les sites de grande taille présentent généralement un couvert végétal, soit spontané, soit introduit pour des raisons paysagères ou de lutte contre l'érosion. L'introduction de plantes est susceptible d'induire des changements d'état des HAP et, par conséquent, d'agir sur leur disponibilité. En effet, les plantes ont la capacité de modifier les caractéristiques biologiques et physicochimiques du sol à proximité de leurs racines, la rhizosphère. Certains des paramètres physicochimiques influencés par la plante pourraient avoir un effet sur la disponibilité des HAP.

Si les informations sont disponibles pour les sols agricoles ou les sols artificiellement contaminés, l'effet de l'activité rhizosphérique sur la disponibilité des HAP dans les sols de friches reste mal connu. L'objectif de ce chapitre est alors d'identifier les paramètres rhizosphériques contrôlant la disponibilité des HAP dans le contexte des sols de friches industrielles qui recèlent des pollutions anciennes. Le choix des paramètres rhizosphériques s'est appuyé sur les critères suivants :

i) Les paramètres doivent avoir un effet théorique sur la disponibilité des HAP en agissant soit sur l'intensité du processus de désorption de composés organiques, soit sur la matrice solide, et notamment la matière organique du sol,

ii) Les paramètres doivent présenter une gamme de variation importante sous l'influence des conditions rhizosphériques,

iii) L'influence des paramètres doit pouvoir être étudiée expérimentalement.

Ces critères nous ont amené à sélectionner deux paramètres essentiels, le pH et la concentration en acides organiques. En effet, les plantes peuvent induire une modification maximale de plus ou moins deux unités de pH dans la rhizosphère (Schaller, 1987). D'autre part, les concentrations rhizosphériques en citrate, acide tricarboxylique contenu dans les exsudats racinaires, peuvent
atteindre 10 mM dans la rhizosphère de certaines espèces végétales particulières comme le lupin blanc (*Lupinus albus*) (Jones, 1998).

Le test de l'effet de ces deux paramètres sur la disponibilité en HAP a reposé sur des essais en batch avec des suspensions de sols. Nous avons ainsi fait varier le pH de deux unités à partir de la valeur initiale du pH du sol. De même, nous avons testé une concentration de 10 mM en acide organique et ce, pour deux composés, le citrate et l'acétate. Le premier est un indicateur de l'effet rhizosphérique d'espèces capables d'exsuder de fortes quantités d'acides organiques. Le second est un indicateur de l'effet rhizosphérique des plantes en général car l'acétate est libéré par la biomasse microbienne du sol dont la croissance est stimulée dans la rhizosphère.

# Matériels et méthodes

## 1. Modification des paramètres rhizosphériques

La modification des paramètres rhizosphériques est pratiquée dans des suspensions de sol et ce, dans des conditions identiques à celles présentées pour la mesure de la disponibilité des HAP par la résine adsorbante Tenax. Une suspension de sol est donc préparée en introduisant dans un flacon en verre 2 g de sol et 300 mL d'une solution contenant 0,01M de $CaCl_2$, 200 mg L⁻¹ de $NaN_3$.

Afin de faire varier le pH dans les suspensions de sol, nous avons utilisé des acides et bases minérales. Les suspensions sont acidifiées par ajout d'acide nitrique ($HNO_3$) 1 M. Elles sont alcalinisées par ajout d'hydroxyde de sodium ($NaOH$) 0,5 M. Les quantités d'acides et de bases ajoutées sont déterminées en fonction d'une courbe de pouvoir tampon préalablement établie (Annexe 6). Les suspensions sont ensuite agitées sur un agitateur rotatif pendant 40 h afin d'atteindre un équilibre, correspondant à un pH stable au cours du temps.

Les acides organiques testés sont l'acide acétique et l'acide citrique. L'acétate est testé sous sa forme de base conjuguée, l'acétate de sodium ($CH_3COONa$) et l'acide citrique sous sa forme acide ($C_6H_8O_7$), ainsi que sous sa forme base conjuguée ($C_6H_5Na_3O_7$). Les trois acides organiques sont ajoutés pour atteindre une concentration finale dans les suspensions de 10 mM. Une fois ces composés ajoutés aux suspensions de sol, les flacons sont agités pendant 40 h.

## 2. Mesure de la disponibilité des HAP

La disponibilité des HAP est mesurée dans les mêmes flacons par la méthode d'extraction par une résine Tenax. Suite à l'agitation, 2 g de résine Tenax sont ajoutés à la suspension. Les flacons sont alors à nouveau agités pendant 30h (chapitre 3). Le Tenax est récupéré comme
décrit dans le chapitre 3 et les HAP sont extraits dans un mélange acétone/hexane. Les HAP sont ensuite repris dans de l'acétonitrile et analysés en HPLC.

### 3. Suivi des paramètres des suspensions

Les paramètres modifiés sont mesurés tout au long de l'expérience. Suite aux ajouts d'acide et de base minérale, le pH des suspensions est mesuré jusqu'à l'équilibre des suspensions, avant l'ajout et après l'extraction du Tenax. Dans les suspensions amendées en acides et bases organiques, la teneur en acétate et en citrate des solutions est mesurée avant l'ajout de Tenax et après son extraction. Pour cela, une aliquote de 1 mL est prélevée à l'aide d'une pipette pasteur, filtrée avec un filtre seringue en polyéther sulfurone (PES) à 0,2 µm et les acides organiques sont analysés en chromatographie ionique. Des témoins d'eau distillée amendée en acides organiques sont préparés pour connaître la concentration en acétate et en citrate dans un flacon.

## 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

Nous avons choisi d'induire une variation de +/- 2 unités pH pour chacun des sols, qui correspond aux variations maximales observées dans la rhizosphère de plantes (Schaller, 1987). Les quantités nécessaires de base et d'acide ajoutées aux suspensions afin d'atteindre les valeurs de pH souhaitées sont données dans le Tableau 21.

<table><caption>Tableau 21 : Quantité d'acide ($HNO_3$) et de base (NaOH) en milliéquivalent/g de sol ajoutée dans les suspensions pour faire varier le pH de +/- 2 unités.</caption><thead><tr><th></th><th>HOM</th><th>NM</th><th>AUG</th></tr></thead><tbody><tr><td>milliéquivalent $HNO_3$ / g de sol</td><td>5,5</td><td>1,1</td><td>2</td></tr><tr><td>milliéquivalent NaOH / g de sol</td><td>0,2</td><td>0,1</td><td>0,1</td></tr></tbody></table>

Une différence existe entre le pH attendu et le pH effectivement obtenu dans les suspensions de sols (Figure 50). Le pH après ajout de base est plus faible que le pH attendu, il est situé entre 9,23 et 9,87 ce qui représente une augmentation de 1,26 dans le sol HOM, 1,45 dans le sol NM et 1,54 unités pH dans le sol AUG. Les variations de pH sont proches malgré les pH finaux différents. Ceci est une condition indispensable pour pouvoir comparer les résultats des trois sols entre eux. De la même manière, le pH des suspensions acidifiées est plus faible que le pH
attendu mais les variations dans les trois sols restent très proches. Elles sont de respectivement 2,56, 2,66 et 2,53 unités pH dans les sols HOM, NM et AUG.

<figure><img src="image_51.png" /><figcaption>Figure 50 : Variations de pH induites dans les suspensions de sols par l'ajout d'acide et de base minérale.</figcaption></figure>

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

### 1.2.1. Effet global du pH

Les variations de la fraction disponible des 16 HAP EPA sont différentes dans le sol HOM (Figure 51) par rapport aux sols NM et AUG (Figure 52). Tout d'abord, la disponibilité des HAP plus élevée dans le sol HOM que dans les deux autres sols est confirmée. Dans le sol HOM, 4,5% des HAP sont disponibles à son pH de 8,6. Une acidification de 2,5 unités pH induit une augmentation significative de la disponibilité qui passe alors à 5,1%. Cette acidification a nécessité l'apport dans la suspension de sol d'une forte quantité d'acide nitrique (5,5 meq g⁻¹). L'alcalinisation du sol HOM n'a pas eu d'effet significatif sur la disponibilité des HAP.

Au contraire, dans le sol NM, l'acidification tend à abaisser la disponibilité qui passe de 1,28% à 1,11% tandis que l'alcalinisation induit une augmentation de la disponibilité des 16 HAP. Toutefois, ces modifications ne sont pas significatives. Dans le sol AUG, la disponibilité des HAP ne varie pas avec l'acidification mais l'alcalinisation de ce sol induit une augmentation significative de la disponibilité des HAP qui passe de 0,76 % à 1,01 %. Dans ces deux sols, la tendance générale est à une augmentation de la disponibilité des HAP avec un accroissement du pH.
<figure><img src="image_52.png" /><figcaption>Figure 51 : Effet d'une acidification (-2) et d'une alcalinisation (+2) du sol HOM sur la disponibilité des 16 HAP EPA.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_53.png" /><figcaption>Figure 52 : Effet d'une acidification (-2) et d'une alcalinisation (+2) des sols NM et AUG sur la disponibilité des 16 HAP EPA.</figcaption></figure>

### 1.2.2. Disponibilité de chacun des HAP

Les variations de disponibilité observées ci-dessus sont valables pour la somme des 16 HAP EPA. Cependant, ces variations sont dépendantes des HAP (Tableau 22). En fonction des sols et des HAP considérés, une acidification ou une alcalinisation du milieu induit des variations de la fraction disponible en HAP très différentes. Ces variations sont comprises entre -48 et +67% par rapport à la fraction disponible d'une suspension au pH naturel. Pour certains HAP de faible poids moléculaire, nous observons des variations très élevés qui ne sont pas significatives. Ceci est la conséquence d'une plus forte variabilité de l'effet du pH sur les HAP à 2 et 3 cycles benzéniques.
<table><caption>Tableau 22 : Pourcentage (%) de variation de la fraction disponible en HAP dans les trois sols de friches étudiés soumis à une acidification (-2) ou une alcalinisation (+2).</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="2">HOM</th><th colspan="2">NM</th><th colspan="2">AUG</th></tr><tr><th>-2</th><th>+2</th><th>-2</th><th>+2</th><th>-2</th><th>+2</th></tr></thead><tbody><tr><td>Naphtalène</td><td>28,4</td><td>23,3</td><td>11,4</td><td>-5,3</td><td>13,5</td><td>28,2</td></tr><tr><td>Acénaphtène</td><td>17,5</td><td>3,8</td><td>16,1</td><td>25,7</td><td>15,8</td><td>66,6</td></tr><tr><td>Fluorène</td><td>-15,7</td><td>-30,1*</td><td>-19,0</td><td>-7,7</td><td>-0,4</td><td>34,1</td></tr><tr><td>2 cycles benzéniques</td><td>5,8</td><td>-5,6</td><td>6,2</td><td>1,0</td><td>7,9</td><td>37,3</td></tr><tr><td>Phénanthrène</td><td>20,2*</td><td>-4,2</td><td>-21,2</td><td>-15,7</td><td>32,3</td><td>48,8</td></tr><tr><td>Anthracène</td><td>-2,7</td><td>-7,0</td><td>-62,8</td><td>-21,9</td><td>-24,6</td><td>13,3</td></tr><tr><td>Fluoranthène</td><td>16,5*</td><td>-7,7</td><td>-12,2</td><td>17,0</td><td>14,9*</td><td>30,0*</td></tr><tr><td>3 cycles benzéniques</td><td>13,8*</td><td>-6,5</td><td>-19,6</td><td>3,5</td><td>11,5</td><td>30,9</td></tr><tr><td>Pyrène</td><td>19,7*</td><td>-4,1</td><td>-17,9*</td><td>-9,9</td><td>16,5*</td><td>41,4*</td></tr><tr><td>Benzo(a)Anthracène</td><td>nd</td><td>nd</td><td>-4,2</td><td>-21,4*</td><td>7,6</td><td>23,5*</td></tr><tr><td>Chrysène</td><td>11,1</td><td>-5,7</td><td>14,7</td><td>24,7</td><td>6,8</td><td>13,9*</td></tr><tr><td>Benzo(b)fluranthène</td><td>1,9</td><td>8,9</td><td>-18,3*</td><td>-5,3</td><td>3,5</td><td>33,4*</td></tr><tr><td>Benzo(k)fluranthène</td><td>13,0</td><td>13,2</td><td>-13,6*</td><td>14,0</td><td>9,1</td><td>22,4*</td></tr><tr><td>4 cycles benzéniques</td><td>14,7*</td><td>-1,2</td><td>-12,3</td><td>-3,7</td><td>9,9</td><td>29,0*</td></tr><tr><td>Benzo(a)pyrène</td><td>2,1</td><td>5,5</td><td>-17,8*</td><td>14,7*</td><td>0,7</td><td>45,3*</td></tr><tr><td>Dibenzo(a,h)anthracène</td><td>3,1</td><td>18,8</td><td>-48,6*</td><td>-18,5</td><td>5,6</td><td>67,3*</td></tr><tr><td>Benzo(g,h,i)pérylène</td><td>6,3</td><td>23,9*</td><td>-9,8*</td><td>13,2*</td><td>-0,3</td><td>51,3*</td></tr><tr><td>Indéno(1,2,3,c,d)pyrène</td><td>8,5</td><td>27,4*</td><td>-11,7</td><td>19,6</td><td>5,1</td><td>47,5*</td></tr><tr><td>5 cycles benzéniques</td><td>4,1</td><td>13,2*</td><td>-13,9*</td><td>16,0*</td><td>2,1</td><td>47,2*</td></tr><tr><td>Somme des 16 HAP EPA</td><td>12,5*</td><td>-2,3</td><td>-13,2</td><td>5,0</td><td>9,1</td><td>33,2*</td></tr></tbody></table>

Les HAP possédant le même nombre de cycles benzéniques réagissent de façon similaire à une variation de pH. Seuls le fluorène et l'anthracène se distinguent et montrent des variations différentes des HAP à respectivement 2 et 3 cycles benzéniques et ce, principalement en conditions acides. Pour les HAP de plus haute masse moléculaire, l'homogénéité des variations de disponibilité au sein d'une même classe de HAP est plus élevée. Les cas pour lesquels la variation de disponibilité pour une classe ne représente pas la variation de disponibilité pour tous les HAP de cette classe sont rares. L'influence du pH sur la disponibilité des HAP en fonction de leur nombre de cycles benzéniques est illustrée Figure 53. Une acidification du sol HOM induit une augmentation de la disponibilité des HAP qui concerne chacune des classes de HAP et pour tous les HAP, hormis le fluorène. Cette augmentation est significative pour les HAP à 3 et 4 cycles benzéniques.
<figure><img src="image_54.png" /></figure>

Figure 53 : Variations de la disponibilité des HAP avec une modification du pH, en fonction du nombre de cycles benzéniques dans les sols a) HOM, b) NM, c) AUG (*indique une différence significativement différente de la valeur sans modification de pH, au seuil de 5%).

L'alcalinisation du sol HOM ne modifie pas la disponibilité de la somme des 16 HAP EPA. Pour les HAP ayant de 2 à 4 cycles benzéniques, la disponibilité reste inchangée. Inversement, l'alcalinisation du sol induit une augmentation de la disponibilité des HAP à 5 cycles benzéniques. Dans le sol NM, un abaissement du pH conduit à un abaissement non significatif de la disponibilité globale. Cet abaissement de la disponibilité est visible pour les HAP ayant 3, 4 et 5 cycles benzéniques et est significatif pour cette dernière classe. L'alcalinisation du sol NM n'a pas d'effet sur les HAP les plus légers et augmente la disponibilité des HAP à 5 cycles. La disponibilité globale des HAP du sol NM ne varie donc pas en cas d'augmentation du pH.
Dans le sol AUG, l'acidification n'a pas d'effet et l'accroissement du pH induit une augmentation significative de la disponibilité. Cette augmentation est observée dans toutes les classes de HAP même si elle n'est significative que pour les plus lourds, possédant 4 et 5 cycles benzéniques.

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

Afin de comprendre les causes des variations de disponibilités induites par les variations de pH, nous nous intéressons à l'impact de ce paramètre sur la matrice solide et notamment la matière organique du sol. L'évolution de ce compartiment est étudiée à travers deux paramètres que sont la teneur en cations majeurs et la teneur en carbone organique dissous (COD) dans les suspensions de sols.

#### 1.3.1. Effet du pH sur la libération d'éléments cationiques

Nous avons mesuré les concentrations en Mg et Ca dans les suspensions de sol. Le Mg désorbé varie fortement en fonction des sols et du pH des suspensions (Figure 54). Les concentrations en Mg échangeable sont de respectivement 0,16, 0,87 et 0,25 g kg⁻¹ dans les sols HOM, NM et AUG. Le Mg échangeable est donc présent en une concentration 4 fois plus élevée dans le sol NM par rapport aux deux autres sols. Pour les trois sols, la teneur en Mg désorbé dans les suspensions à pH naturel et la teneur en Mg échangeable à l'acétate d'ammonium sont similaires.

<figure><img src="image_55.png" /><figcaption>Figure 54 : Teneur en Mg (en g kg⁻¹ de sol) échangeable à l'acétate d'ammonium et libéré à pH naturel, acide et basique dans les suspensions de sols a) HOM, b) NM et c) AUG.</figcaption></figure>

Pour le sol NM, les variations de pH induisent de faibles modifications de teneur en Mg désorbé comparé aux deux autres sols. L'acidification des sols d'environ deux unités pH induit une multiplication des teneurs désorbés par respectivement un facteur 9, 2 et 5 dans les sols HOM, NM et AUG. L'alcalinisation du sol NM n'induit pas de variation de la teneur en Mg désorbé alors
que celle-ci devient nulle dans les deux autres sols.

Le Ca est un élément initialement présent dans les solutions des suspensions à la concentration de 0,01 M. En fonction du pH et des sols, le Ca est libéré dans la solution ou adsorbé à la phase solide (Figure 55). Tout comme pour le Mg, la concentration du Ca est plus élevée dans le sol NM par rapport aux deux autres sols. Par contre, le Ca libéré à pH naturel est très différent de cette teneur échangeable. La désorption du Ca du sol NM vers la solution varie très peu dans les différentes conditions de pH. Ce n'est pas le cas des deux autres sols. Considérant que la teneur en Ca échangeable à l'acétate d'ammonium est de 38 g kg⁻¹ dans le sol NM, la quantité de Ca désorbé représente de 40 à 70% de la fraction de Ca échangeable. C'est dans les conditions de pH naturel que la quantité de Ca désorbé est la plus faible. L'acidification et l'alcalinisation induisent une augmentation de la quantité de Ca désorbé. Dans le sol HOM en suspension à son pH naturel, il n'y a pas de Ca désorbé du sol. Une très faible quantité de Ca est adsorbée sur la matrice solide du sol. Lors de l'acidification de ce sol, une très forte quantité de Ca est désorbée, correspondant à 10 fois la quantité échangeable. La quantité de calcaire dans le sol HOM est de 384 g kg⁻¹ ce qui correspond à 150 g kg⁻¹ de Ca. La quantité de Ca désorbée en conditions acides est donc un peu inférieure à la quantité de calcaire pouvant être dissoute. Lors de l'alcalinisation du sol HOM, une forte quantité de Ca est adsorbée sur le sol, ce qui a pour conséquence de faire diminuer la concentration en Ca des suspensions. Dans le sol AUG, nous observons un comportement proche de celui du sol HOM. En effet, une adsorption de Ca de même intensité a lieu à pH naturel et à pH basique. A pH acide nous observons une désorption du Ca dans une proportion moindre que celle observée dans le sol HOM.

<figure><img src="image_56.png" /><figcaption>Figure 55 : Teneur en Ca (en g kg⁻¹ de sol) échangeable à l'acétate d'ammonium et désorbée (ordonnée positive) ou adsorbée (ordonnée négative) à différents pH dans les suspensions de sols a) HOM, b) NM et c) AUG.</figcaption></figure>

Mg et Ca ont un rôle important dans les sols. Ces deux cations sont les deux bases occupant la
majeure partie de la capacité d'échange cationique (CEC) des sols. Ces cations ont un rôle dans l'agrégation des particules car ils servent de pont entre les substances humiques et les argiles dans le complexe argilo-humique. Les capacités d'échange cationique dans les trois sols sont proches. Elles sont de respectivement 12,6, 13,3 et 14,4 cmol kg⁻¹ dans les sols HOM, NM et AUG. La CEC est sursaturée en cations métalliques dans les trois sols étudiés. Ca et Mg échangeables à l'acétate d'ammonium sont beaucoup plus élevées dans le sol NM que dans les deux autres. La teneur élevée en Ca du sol NM est la conséquence de sa forte teneur en gypse (CaSO₄) (Monserie et al., 2009), minéral beaucoup plus soluble (2 g L⁻¹) que la calcite (CaCO₃). Face à une évolution de pH, les cations métalliques ont un comportement similaire dans les sols HOM et AUG et particulier dans le sol NM. A pH naturel, le Mg mis en solution est exactement le stock de Mg échangeable. Ce n'est pas le cas du Ca car il est initialement présent dans la phase aqueuse. Un équilibre s'installe donc entre le Ca échangeable de la phase solide et le Ca de la phase aqueuse. Cet équilibre se traduit par une désorption de Ca dans le sol NM qui possède une forte teneur en Ca échangeable. Dans les sols HOM et AUG caractérisé par une faible teneur en Ca échangeable, l'équilibre sol-solution se traduit par l'adsorption du Ca.

L'acidification augmente la concentration du Mg et Ca solubles du fait de la dissolution de minéraux carbonatés. La quantité de minéraux magnésiques pouvant être dissoute est plus élevée dans le sol HOM que dans les sols NM et AUG. En ce qui concerne Ca, 50 à 75% du calcaire des sols HOM et AUG sont dissous en conditions acides. Dans le sol NM, la teneur en Ca évolue peu car le gypse est peu sensible à une acidification du milieu. L'alcalinisation des sols induit une diminution de la teneur en Mg libéré ainsi qu'une augmentation de la teneur en Ca adsorbé sur le sol HOM. Dans les sols NM et AUG, les transferts de Ca entre la phase solide et la phase aqueuse ne sont pas influencés par l'augmentation du pH des suspensions de sol. La diminution des teneurs en Mg libéré peut être expliquée par deux phénomènes. Tout d'abord, nous faisons l'hypothèse que les conditions basiques des suspensions induisent la précipitation du Mg sous forme d'hydroxyde ou de carbonate. Il est également possible que l'élévation de pH induise une augmentation de la capacité d'adsorption de la matrice solide en déprotonant des groupes carboxyliques et phénoliques de la matière organique et en décondensant cette dernière. Des hypothèses identiques peuvent être émises pour expliquer la modification de l'adsorption de Ca dans le sol HOM. Aucune précipitation de Ca n'est observée dans les sols NM et AUG alcalinisés.

### 1.3.2. Effet du pH sur le carbone organique dissous

La variation de pH des suspensions de sol modifie le COD des suspensions de sols (Figure 56). Le sol HOM présente initialement le COD le plus élevé, qui représente environ 0,6% du CO. L'acidification ou la faible alcalinisation n'a pas d'effet sur le COD. Par contre, une alcalinisation de 3 unités pH diminue le COD de 26% entre pH 8,3 et 11,5 (de 650 à 480 mg kg⁻¹). Les deux
autres sols montrent un comportement inverse. Le COD, qui, représente 0,1 à 0,2% du CO, n'est pas modifié par une faible diminution du pH et augmente seulement légèrement avec une forte acidification (pH 4). L'augmentation de 1,5 unité du pH de ces deux sols augmente le COD de 73% pour le sol 2 et 32 % pour le sol 3.

<figure><img src="image_57.png" /><figcaption>Figure 56 : Teneurs en carbone organique dissous (mg kg⁻¹ de sol) en fonction du pH dans les suspensions des trois sols HOM, NM et AUG.</figcaption></figure>

Dans toute suspension de sol, une fraction de carbone organique du sol se solubilise dans la phase aqueuse. Il s'agit de molécules organiques de très petite taille, solubles mais également des molécules colloïdales. Ces molécules peuvent être soit détachées du réseau tridimensionnel d'une substance humique par manque de liaisons avec les autres brins, soit détachées de la surface d'une matière minérale au sein d'un agrégat. La maturité du BC lui confère une grande stabilité et empêche donc la formation de composés solubles (Koelmans et al., 2006). Une plus grande quantité de COD est retrouvée dans les suspensions du sol HOM. Ceci est la conséquence de la plus forte teneur en carbone organique labile ou naturel dans ce sol (voir chapitre 4). Celui-ci est en effet plus susceptible de se trouver sous forme dissoute que le CO récalcitrant. Les variations de pH dans les suspensions n'ont pas les mêmes effets sur les processus de mise en solution du CO dans les trois sols étudiés. Dans le sol HOM, les variations de pH n'ont pas induit de variation de mise en solution de CO. Nous n'avons donc pas atteint le niveau d'agrégation du sol ou le niveau de condensation de la matière organique du fait de la modification de pH. Compte tenu de l'évolution des cations en solution présentée précédemment, nous pouvons faire l'hypothèse que la variation de pH dans le sol HOM contrôle surtout la dissolution et l'insolubilisation des carbonates présents en grande quantité. Seule une forte alcalinisation de ce sol induit une diminution de COD car les carbonates précipités ont un rôle de ciment entre les particules au sein des microagrégats. Dans les sols NM et AUG, l'acidification
des suspensions ne modifie pas la solubilisation de carbone. La conformation des matières
organiques ou le niveau d'agrégation ne sont donc pas affectés. En cas d'alcalinisation de ces
mêmes sols, on observe une augmentation de la solubilisation de carbone. Il est donc probable
que la diminution du passage de Mg en solution est la conséquence de la modification de
conformation des matières organiques et non de leur précipitation. L'accroissement du pH crée
donc une déstabilisation des matières organiques se traduisant par leur décondensation ou la
désagrégation du sol, ayant pour conséquence l'augmentation de la surface d'échange entre la
matrice solide et la solution 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

Les variations de disponibilité des HAP peuvent être expliquées par des modifications de la
matrice solide des sols. La confomation de la matière organique et la structuration des agrégats
est estimée à travers le COD ainsi que les échanges cationiques. Une acidification des sols induit
des effets contrastés. Les sols HOM et AUG contiennent des teneurs en calcaire (384 et 71 g kg⁻¹) plus élevées que dans le sol NM (32 g kg⁻¹). Ce calcaire induit un enrobage des particules
notamment organiques (Figure 47). De plus, les carbonates précipités ont un rôle de ciment entre
les particules au sein des microagrégats. Une acidification des deux sols HOM et AUG induit
donc une dissolution des carbonates mise en évidence par les fortes teneurs en cations
retrouvées dans la phase aqueuse. Par contre, elle n'affecte pas la mise en solution de matière
organique. La décarbonatation a pour conséquence une déstabilisation des agrégats et une
augmentation de la surface d'échange entre les matières organiques anthropogéniques
porteuses de HAP et la solution du sol. Elle se traduit par une augmentation de la disponibilité
des HAP quelle que soit leur masse moléculaire. Les carbonates étant en plus faible quantité
dans le sol AUG que dans le sol HOM, leur dissolution entraîne une augmentation de
disponibilité qui est trop faible pour être significative. Dans le sol HOM, l'augmentation de
disponibilité de 12,5% est induite par l'apport d'une quantité élevée d'acide nitrique. En effet, le
pH du sol ne peut être modifié que lorsqu'il y a suppression de son pouvoir tampon et donc
dissolution totale de ses carbonates. Il est peu probable qu'une telle acidification puisse être
induite par des conditions rhizosphériques. Nous émettons donc l'hypothèse que des conditions
rhizosphériques ne pourraient pas abaisser le pH du sol HOM extrêmement tamponné et ne
peuvent donc pas modifier la disponibilité des HAP. Le sol NM contient très peu de calcaire. Une
faible quantité d'acide a donc suffi à faire varier le pH de ce sol peu tamponné. L'acidité du sol,
au lieu d'agir sur les carbonates du sol comme dans le cas du sol HOM, a induit une protonation
et donc une diminution de la polarité de la matière organique du sol. Ceci a pour conséquence
d'augmenter l'affinité de la matière organique pour les HAP et donc de diminuer globalement leur
disponibilité. Ce phénomène n'est significatif que pour les HAP à 5 cycles car la désorption est le
facteur limitant leur disponibilité. La polarité de la matière organique joue également un rôle sur
ses liaisons avec les matières minérales. Une diminution de pH implique donc un accroissement
de l'intensité des associations organo-minérales et ainsi une diminution des surfaces de contact
entre le BC porteur de HAP et la solution du sol. Cette agrégation tend donc également à faire
baisser la disponibilité des HAP. L'alcalinisation des suspensions a un effet similaire dans le sol
HOM et NM. En effet, elle entraîne l'accroissement de la disponibilité des HAP à 5 cycles mais
n'a pas d'effet sur les autres HAP. L'alcalinisation des sols entraîne la déprotonation des
matières organiques du sol. Celle-ci se traduit par une augmentation de la capacité d'adsorption
et donc une adsorption accrue des cations de la phase aqueuse dans le sol HOM. Dans le sol
NM, elle se traduit par une diminution des liens entre les matières organiques et les argiles
visibles par l'accroissement de la teneur en matière organique soluble. Cette déprotonation
atteint la matière organique naturelle qui est peu ou pas porteuse de HAP dans ces sols. La
source de HAP que sont les matières organiques anthropogéniques n'est pas sensible à une
modification de pH et la disponibilité globale des HAP n'est donc pas modifiée. L'augmentation
de pH n'a un impact que sur la disponibilité des HAP à 5 cycles. Nous avons déjà indiqué que
ces HAP étaient situés à la surface des agrégats et des matières organiques anthropogéniques
et que le seul facteur limitant leur mise à disponibilité était la désorption physique. Nous avons vu
dans la revue bibliographique que le processus d'adsorption et *a contrario* de désorption était
dépendant du pH du sol. En effet, pour des pH élevés, la déprotonation des matières organiques
induit une plus faible affinité des HAP pour celles-ci. Cette augmentation de la disponibilité par la
désorption facilitée des HAP induite par un pH élevé n'a pas lieu pour les autres HAP plus légers
car la désorption n'est pas le facteur principal limitant leur mise à disponibilité. Leur plus petite
taille leur a permis de migrer dans les espaces poraux et le processus de diffusion est donc celui
limitant leur passage dans la phase aqueuse. L'alcalinisation dans le sol AUG est beaucoup plus
intéressante. En effet, elle induit un accroissement de la disponibilité de tous les HAP et non plus
seulement celui des plus lourds. Dans ce sol AUG, une élévation du pH induit donc une
diminution des forces de sorption comme dans les deux autres sols. Mais d'autres mécanismes
se mettent en place. Le sol AUG est fortement agrégé comme nous avons vu précédemment.
Cette agrégation dépend des liaisons existantes entre les différentes matières organiques et les
matières minérales du sol. L'alcalinisation induit une déprotonation qui est défavorable à de telles
liaisons. Cette augmentation de pH provoque donc une désagrégation du sol qui facilite le
passage des HAP dans la solution du sol. Un autre processus peut également être à l'origine de
l'augmentation de disponibilité observée dans ce cas. Nous avons expliqué dans le premier
chapitre que la matière organique était un réseau de brins de composés organiques.
L'enchevêtrement, donc le niveau de condensation de ces brins, dépend de la polarité de
chacune des molécules organiques. Pour des pH élevés, la déprotonation des molécules
organiques induit un éloignement des brins caractérisé par une décondensation globale de la
matière organique. Cette décondensation a pour effet l'augmentation du volume poral et des
: Effets du pH et d'acides organiques sur la disponibilité des HAP dans des suspensions de sol

échanges entre la matrice solide et la solution du sol et donc une augmentation de la disponibilité
des HAP. Le BC n'est pas organisé en de tels réseaux comme les substances humiques et n'est
donc pas sujet à de tels niveaux de condensation en fonction des caractéristiques du sol. Dans le
sol AUG, certaines matières organiques peu stables, peut être naturelles sont porteuses de HAP.
Ce processus peut être la conséquence du vieillissement plus élevé de la contamination dans le
sol AUG par rapport aux deux autres.

Nous avons vu que la disponibilité de HAP dans les trois sols de friches industrielles réagissait
différemment à des variations de pH. Cependant, les variations observées restent faibles. En
effet, l'augmentation maximum observée est de 40% pour une classe de HAP, suite à une
alcalinisation de 1,5 unités pH. Les effets d'une acidification sont plus faibles que les effets d'une
alcalinisation. Pourtant, la diminution de pH induite était de 2,5 unités pH et les quantités de
protons apportées aux suspensions acidifiées étaient très supérieures aux quantités d'ions
hydroxydes dans les suspensions alcalinisées. Les effets observés sont donc faibles alors que
nous avons maximisés les variations de pH. En termes de valeur brute, les variations induites
sont négligeables. Par exemple, la variation la plus élevée est observée pour les HAP à 5 cycles
dans le sol AUG. La fraction disponible de HAP passe de 0,61% au pH naturel à 0,90% suite à
une alcalinisation des suspensions. La disponibilité finale reste très faible. En terme de variation
relative, une augmentation de disponibilité de 40% peut être très élevée si elle correspond
effectivement à une augmentation de la vitesse de dégradation des HAP de 40%. La corrélation
entre la disponibilité et la vitesse de dégradation des HAP est théorique ; elle devra être vérifiée
ultérieurement.

## 2. Effet des acides organiques sur le statut des HAP

Les acides organiques sont des composés suspectés avoir un impact sur la disponibilité des HAP dans les sols de friches industrielles. Afin de tester cette hypothèse, deux acides organiques, l'acétate et le citrate sont étudiés pour leur effet sur la mise en solution des HAP contenus dans les sols de friches industrielles. L'acétate est un acide monocarboxylique exsudé dans la rhizosphère par les micro-organismes et présentant un faible pouvoir complexant. Il peut être considéré comme un témoin non complexant d'apport en composé organique. Le citrate est un acide tricarboxylique exsudé par les plantes supérieures et présentant un effet chélatant. Il s'agit d'abord de mesurer son effet sur le pH du sol puis sur la disponibilité des HAP.

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

Nous avons testé dans les suspensions de sols, l'apport de deux acides organiques dont l'un
sous sa forme de base et d'acide. L'acétate n'a été testé que sous sa forme de base conjuguée
n'induisant pas de variation de pH dans les suspensions de sol : l'acétate de sodium. L'acide citrique induit une variation de pH qu'il soit utilisé sous sa forme d'acide ou sous sa forme de base conjuguée. L'acide citrique apporté à une concentration de 10 mM, diminue le pH des suspensions de 2 à 3 unités (Figure 57). L'apport dans les suspensions de 10 mM de citrate de sodium augmente le pH de 1,5 à 2,2 unités. Les variations de pH induites par 10 mM d'acide citrique et sa base conjuguée sont du même ordre de grandeur que celles provoquées par l'ajout d'acide et de base minérale testées dans l'expérience précédente.

<figure><img src="image_58.png" /><figcaption>Figure 57 : Variation de pH induite dans les suspensions de sols par l'ajout d'acide organique (acide citrique) et de base organique (citrate de sodium).</figcaption></figure>

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

Après agitation des suspensions, les teneurs en acétate, citrate et acide citrique sont identiques dans les trois sols de friches ainsi que dans les suspensions témoins (Figure 58). Des teneurs similaires sont mesurées dans les aliquotes prélevés après l'extraction de la résine Tenax.
<figure><img src="image_59.png" /><figcaption>Figure 58 : Teneur en acétate, citrate et acide citrique dans les suspensions de sols de friche amendés en acides organique et dans les suspensions témoins sans sol.</figcaption></figure>

Les résultats montrent que les acides organiques ne se sont pas adsorbés au cours de l'agitation, ce qui signifie que l'ajout d'acide organique dans la suspension de sol n'a pas modifié le stock de matière organique des sols. Cela aurait en effet pu avoir des conséquences sur les capacités de sorption des sols. De plus, la résine Tenax n'a pas adsorbé d'acide organique, ce qui aurait pu diminuer leurs effets potentiels au sein de la suspension.

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

### 2.3.1. Effet sur les 16 HAP EPA

La disponibilité de la somme des 16 HAP EPA varie avec les apports d'acides organiques (Figure 59). Toutefois, les modifications sont différentes selon les sols et les acides organiques testés. L'acétate de sodium est sans effet sur les trois sols. De même, le citrate de sodium n'a pas d'effet dans les sols HOM et NM. Par contre, il induit une augmentation significative de la disponibilité des HAP dans le sol AUG. Enfin, l'acide citrique qui est sans effet sur les HAP du sol NM, augmente significativement la disponibilité des HAP dans les sols HOM et AUG.
<figure><img src="image_60.png" /><figcaption>Figure 59 : Concentration en HAP disponibles des 16 HAP EPA dans les suspensions témoins (sans ajout d'acide organique) ainsi que les suspensions amendées en acétate de sodium, citrate de sodium et acide citrique dans les sols a) HOM, b) NM et c) AUG.</figcaption></figure>

L'acide acétique est un acide organique présent en forte concentration dans la rhizosphère, en conséquence de l'activité des micro-organismes qui peut atteindre 100 fois celle du reste du sol. L'acétate de sodium ne possède que de faibles propriétés complexantes et son apport est sans effet sur la disponibilité des HAP. Il ne contribue ni la structuration du sol, ni aux interactions entre les HAP et la matrice solide.

L'acide citrique est un acide tricarboxylique retrouvé en fortes concentrations dans la rhizosphère de certaines espèces végétales en réponse à un faible niveau d'éléments nutritifs indispensables comme le phosphore (Shu et al., 2007). Dans les sols HOM et AUG, l'acide citrique augmente la disponibilité des HAP. Ce résultat est en accord avec deux autres travaux ayant mesuré une désorption supérieure des HAP d'une ancienne usine à gaz amendée avec des acides organiques (Yang et al., 2001 ; Subramaniam et al., 2004). Nous démontrons, ici, que cet effet sur la disponibilité des HAP peut être généralisé à l'ensemble des sols dans lesquels les pollutions sont anciennes. L'acide citrique complexe les cations, comme l'ion Ca²⁺, dont le rôle sur la structure est essentiel. Il en résulte une désorganisation possible de la structure de la matière organique et des complexes organo-minéraux porteurs de HAP, facilitant le passage des HAP dans la phase aqueuse. Sous sa forme de base conjuguée, le citrate possède les mêmes propriétés complexantes. Pourtant, il ne parvient à augmenter la disponibilité des HAP que dans un seul cas (sol AUG), en résultat d'une capacité complexante plus faible à pH élevé.

### 2.3.2. Effet de l'apport d'acides organiques sur la disponibilité des 16 HAP EPA

L'effet observé de façon global est le même pour chacun des 16 HAP EPA (Tableau 23, Tableau 24). L'acétate de sodium est sans effet sur la disponibilité, malgré une tendance à l'augmentation
de 10 et 30% dans le sol HOM. Les variations observées, même si elles ne sont pas significatives, sont proches pour chacun des HAP, quelle que soit leur masse molaire.

<table><caption>Tableau 23 : Variation de la fraction disponible (%) induite par l'acétate de sodium dans les trois sols étudiés.</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="3">Acétate de sodium</th></tr><tr><th>HOM</th><th>NM</th><th>AUG</th></tr></thead><tbody><tr><td>Naph</td><td>9,1</td><td>-18,7</td><td>-10,7</td></tr><tr><td>Ace</td><td>10,2</td><td>1,7</td><td>10,2</td></tr><tr><td>Flu</td><td>30,4</td><td>-15,5</td><td>1,7</td></tr><tr><td>2 cycles</td><td>22,4</td><td>-16,1</td><td>-6,3</td></tr><tr><td>Phe</td><td>12,9</td><td>-4,3</td><td>12,1</td></tr><tr><td>Ant</td><td>7,9</td><td>-12,3</td><td>-10,0</td></tr><tr><td>Flt</td><td>13,9</td><td>-2,5</td><td>-2,2</td></tr><tr><td>3 cycles</td><td>12,5</td><td>-3,8</td><td>-1,1</td></tr><tr><td>Pyr</td><td>13,1</td><td>-7,0</td><td>-0,4</td></tr><tr><td>B(a)Ant</td><td>14,2</td><td>-1,5</td><td>-0,6</td></tr><tr><td>Chry</td><td>12,6</td><td>28,1</td><td>-12,5</td></tr><tr><td>BbF</td><td>7,05</td><td>-2,7</td><td>-3,0</td></tr><tr><td>BkF</td><td>8,8</td><td>-3,8</td><td>0,9</td></tr><tr><td>4 cycles</td><td>12,2</td><td>-0,7</td><td>-2,7</td></tr><tr><td>BaP</td><td>14,4</td><td>-6,9</td><td>-1,3</td></tr><tr><td>BghiP</td><td>15,5</td><td>-5,2</td><td>4,2</td></tr><tr><td>IP</td><td>9,2</td><td>-3,2</td><td>-2,3</td></tr><tr><td>5+6 cycles</td><td>13,5</td><td>-5,0</td><td>-0,8</td></tr><tr><td>somme</td><td>13,1</td><td>-4,2</td><td>-2,2</td></tr></tbody></table>

De même, le citrate de sodium n'influence pas la disponibilité de chacun des 16 HAP dans les sols HOM et NM mais l'augmente dans le sol AUG (Tableau 24). Seule la disponibilité du naphtalène n'augmente pas comme celle des autres HAP dans le sol AUG. L'acide citrique induit dans les sols HOM et AUG une augmentation significative de la disponibilité pour quasiment tous les HAP. Ces augmentations sont assez proches pour chacun de ces composés. Cependant, nous observons que la disponibilité des HAP à 3 et 4 cycles est plus élevée que ceux possédant 2 et 5 cycles benzéniques. L'effet de l'acide citrique dans le sol NM est différent. En effet, la variation de la disponibilité dépend du HAP considéré mais il n'existe pas de relation entre la variation de la fraction disponible et la masse moléculaire des composés.
<table><caption>Tableau 24 : Variation de la fraction disponible (%) induite dans les trois sols étudiés par l'apport de citrate de sodium et d'acide citrique.</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="3">Citrate de sodium</th><th colspan="3">Acide citrique</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>Naph</td><td>-9,1</td><td>-6,3</td><td>-12,7</td><td>38,4*</td><td>34,2</td><td>14,3</td></tr><tr><td>Ace</td><td>-7,4</td><td>4,4</td><td>35,8*</td><td>22,0</td><td>37,6</td><td>50,8*</td></tr><tr><td>Flu</td><td>-12,9</td><td>-18,2</td><td>34,9*</td><td>32,1</td><td>-13,9</td><td>17,5*</td></tr><tr><td>2 cyles</td><td>-11,0</td><td>-7,4</td><td>2,6</td><td>31,0</td><td>25,6</td><td>16,6*</td></tr><tr><td>Phe</td><td>-5,9</td><td>-14,9</td><td>72,1*</td><td>33,4*</td><td>0,4</td><td>111,7*</td></tr><tr><td>Ant</td><td>-4,4</td><td>-20,5</td><td>19,4</td><td>30,6*</td><td>-67,9*</td><td>-2,7</td></tr><tr><td>Flt</td><td>-2,3</td><td>-6,5</td><td>29,0*</td><td>39,8*</td><td>20,5</td><td>58,3*</td></tr><tr><td>3 cycles</td><td>-3,8</td><td>-10,2</td><td>34,8*</td><td>36,1*</td><td>7,5</td><td>56,1*</td></tr><tr><td>Pyr</td><td>-1,9</td><td>-1,1</td><td>33,5*</td><td>48,3*</td><td>28,2*</td><td>64,2*</td></tr><tr><td>B(a)Ant</td><td>0,9</td><td>-5,5</td><td>39,7*</td><td>40,6*</td><td>17,7</td><td>42,2*</td></tr><tr><td>Chry</td><td>0,2</td><td>-7,5</td><td>25,2*</td><td>44,1*</td><td>15,7</td><td>27,2*</td></tr><tr><td>BbF</td><td>-5,2</td><td>-4,2</td><td>22,0*</td><td>18,0</td><td>10,3</td><td>19,5*</td></tr><tr><td>BkF</td><td>-1,2</td><td>-9,2</td><td>39,8*</td><td>25,5*</td><td>8,6</td><td>29,4*</td></tr><tr><td>4 cycles</td><td>-1,2</td><td>-4,6</td><td>32,0*</td><td>40,8*</td><td>17,1</td><td>42,8*</td></tr><tr><td>BaP</td><td>1,6</td><td>-15,2</td><td>39,1*</td><td>36,5*</td><td>6,9</td><td>31,1*</td></tr><tr><td>BghiP</td><td>-0,7</td><td>-7,0</td><td>46,3*</td><td>-14,5</td><td>0,1</td><td>20,4*</td></tr><tr><td>IP</td><td>-5,4</td><td>-9,9</td><td>38,1*</td><td>10,0</td><td>5,7</td><td>15,2</td></tr><tr><td>5+6 cycles</td><td>-0,6</td><td>-11,2</td><td>39,9*</td><td>17,5</td><td>4,8</td><td>24,7*</td></tr><tr><td>somme</td><td>-2,9</td><td>-7,8</td><td>31,8*</td><td>36,4*</td><td>12,8</td><td>42,7*</td></tr></tbody></table>

Ainsi, l'acétate de sodium et le citrate de sodium ont un impact similaire mais non sélectif sur la disponibilité de chacun des 16 HAP étudiés. Ces composés ont un effet "tout ou rien" : soit la disponibilité n'est pas affectée, soit elle est affectée pour tous les HAP. Dans le cas du sol AUG, il est probable que la matière organique porteuse de HAP soit plus sensible à un effet complexant que dans les deux autres sols. Comme les HAP les plus légers sont affectés par le citrate de sodium, nous pouvons dire que cette base agit sur l'état de condensation de la matière organique porteuse de HAP en facilitant la diffusion intra porale des HAP séquestrés. L'acide citrique a un mode d'action différent du citrate de sodium et ce, pour deux raisons. Tout d'abord, la phase porteuse de HAP du sol HOM est sensible à ce composé sous forme acide mais pas sous sa forme basique. Ceci signifie que le mode d'action de ce composé rhizosphérique dépend des conditions de pH. Ensuite, l'acide citrique a un effet sélectif contrairement à sa base conjuguée. Il est pour le moment difficile de savoir pourquoi la disponibilité des HAP à 3 et 4 cycles est plus augmentée que la disponibilité des autres HAP. Nous avons mis en évidence un effet pH sur l'action du citrate. Nous allons vérifier cette hypothèse en comparant les résultats de disponibilité obtenus avec ces composés organiques et ceux obtenus précédemment avec les acides et bases minérales.
## 2.4. Comparaison de l'effet des acides organiques avec l'effet pH

L'ajout de citrate de sodium ou de la base minérale NaOH montre une variation de la fraction disponible proche dans les trois sols (Figure 60). Dans les sols HOM et NM, les deux bases n'ont aucun effet sur la disponibilité des HAP. Dans le sol AUG, elles augmentent la disponibilité d'environ 32%.

Au contraire, l'acide citrique influence la disponibilité des HAP de manière différente que l'acide nitrique. L'augmentation de disponibilité induite par l'acide citrique est supérieure à celle induite par l'acide nitrique dans les sols HOM et AUG. Dans le sol NM, la différence entre les effets de l'acide nitrique (diminution) et l'acide citrique (augmentation) est statistiquement significative, suggérant l'importance de la complexation dans le processus d'augmentation de la disponibilité.

<figure><img src="image_61.png" /><figcaption>Figure 60 : Comparaison entre l'effet des composés minéraux et des composés organiques sur la disponibilité des HAP.</figcaption></figure>

En général, les effets induits sur le pH par les acides et bases minérales et organiques étaient proches, ce qui permet de mettre en évidence les effets spécifiques des acides organiques sur la disponibilité des HAP. Ainsi, le citrate de sodium et la soude ayant des effets identiques sur la disponibilité, la base organique agit donc essentiellement par la modification du pH ; d'ailleurs, à pH alcalin, le citrate de sodium n'a pas d'effet particulier. Sa capacité complexante n'est pas active ou insuffisante dans ces conditions.

L'acide citrique a un effet sur la disponibilité des HAP qui est supérieur à celui de l'acide nitrique. L'acide citrique a donc un effet pH, auquel s'ajoute un effet spécifique lié à la capacité complexante de la molécule à pH acide. L'acide citrique complexe des cations liant les matières organiques, aussi bien naturelles qu'anthropogéniques, aux argiles au sein du complexe argilo-humique. La dissociation des complexes augmente donc la surface de contact avec la phase aqueuse et accroît ainsi la disponibilité des HAP.

L'acide citrique peut également complexer des cations servant de ponts entre les brins d'acides
humiques au sein des substances humiques naturelles, induire leur décondensation et faciliter la diffusion des HAP vers la phase aqueuse. Ce processus est probablement minoritaire dans les sols de friches industrielles car les HAP sont très majoritairement associés à des matières organiques anthropogéniques. L'acide citrique exsudé par les racines des plantes supérieures est libéré conjointement à des protons afin de maintenir l'équilibre osmotique de leur racine (Jones et al., 2003). L'acide tricarboxylique se retrouve donc dans la rhizosphère sous sa forme acide. L'acide citrique exsudé dans ces conditions acidifie la rhizosphère et ses propriétés complexantes sont actives.

## Conclusion

L'objectif de ce chapitre était de tester l'impact de deux paramètres rhizosphériques sur la disponibilité des HAP dans les sols de friches. Nous avons testé dans les sols la variation du pH par des acides et bases minérales ainsi que la concentration en deux acides organiques.

L'effet des acides et des bases minérales sur la disponibilité des HAP dépend de deux paramètres principaux. Il s'agit de sa teneur en calcaire et de la stabilité de la phase porteuse des HAP. L'acidification d'un sol calcaire (HOM et AUG) induit la déstructuration du sol par dissolution des carbonates et l'augmentation de la disponibilité de la totalité des HAP avec un effet supplémentaire sur les composés majoritaires des sols de friches que sont les HAP à 3 et 4 cycles benzéniques. L'acidification d'un sol non calcaire (NM) agit sur l'intensité des forces de sorption entre la matrice solide et les HAP et a donc tendance à diminuer la disponibilité des HAP. L'alcalinisation d'un sol dans lequel la matière organique portant les HAP est très stable (HOM, NM) induit seulement l'augmentation de la disponibilité des HAP présent à la surface des agrégats c'est-à-dire ceux composés de 5 cycles benzéniques. L'alcalinisation d'un sol dans lequel le complexe argilo-humique peut être perturbé ou dans lequel la matière organique source de HAP peut se décondenser par déprotonation des fonctions acides (AUG) induit l'augmentation de la disponibilité de la totalité des HAP.

L'acétate de sodium est libéré par la biomasse microbienne. A une concentration de 10 mM, ce monoacide n'a pas d'effet sur la disponibilité des HAP. Le citrate de sodium induit un effet égal à celui d'une base minérale car son pouvoir complexant est très faible. Sous sa forme acide, les protons de ses trois fonctions acides acidifient le sol et induisent donc un effet pH comparable à celui créé par l'acide nitrique. Mais ces mêmes fonctions acides complexent les cations du sol et induisent donc un effet supplémentaire en déstructurant les agrégats. Cet effet complexant s'ajoute à l'effet pH et l'augmentation de la disponibilité des HAP peut atteindre 40% dans un sol calcaire.

Les facteurs de variation de la disponibilité des HAP permettent d'envisager des applications pour le traitement des sols contaminés par les HAP, tels que les sols de friches industrielles.
D'abord, aucun des paramètres étudiés n'entraîne une diminution de la disponibilité des HAP dans les sols de friches industrielles. Par conséquent, ils ne peuvent contribuer à la stabilisation de la contamination. Cependant, certains paramètres augmentent significativement la disponibilité des HAP. Ils pourraient donc, au contraire, être modifiés artificiellement pour le traitement biologique des sols, comme, par exemple, par le biais du chaulage. Dans le cas d'une phytoremédiation, une augmentation de pH du sol peut être induite dans la rhizosphère, en assurant la fertilisation azotée sous forme nitrique qui induit l'exsudation d'ions hydroxydes. L'augmentation de la concentration de l'acide citrique peut aussi être recherchée en sélectionnant des plantes exsudatrices d'acides organiques. Cette voie est prometteuse car elle induit de façon plus importante l'augmentation de la disponibilité des HAP dans deux des trois sols étudiés. Il reste désormais à tester ces hypothèses en faisant varier ces paramètres in situ pour vérifier que l'augmentation de disponibilité se traduit par une augmentation de la dissipation des HAP.
# CHAPITRE 6 :

## VALIDATION IN SITU DE L'EFFET DU pH ET DE L'ACIDE CITRIQUE

## RHIZOSPHERIQUE SUR LA DISSIPATION DES HAP
Introduction

Nous avons montré que le pH et la concentration en acides organiques ont la capacité de
modifier la disponibilité des HAP dans le contexte particulier des sols de friches industrielles. Ces
deux paramètres sont affectés dans la rhizosphère de certaines espèces végétales. Les travaux
déjà entrepris sur la végétalisation de sols contaminés donnent des résultats très variables.
Beaucoup d'entre eux sont menés sur des sols artificiellement contaminés (Günther et al., 1996 ;
Banks et al., 1999 ; Johnson et al., 2004 ; Mueller et Shann, 2006). Dans des conditions de
friches industrielles analogues à celles que l'on étudie, les différents travaux de la littérature ne
montrent pas d'effet des plantes sur la dissipation des HAP (Henner, 2000 ; Saison, 2001 ; Ahn
et al., 2005 ; Cofield et al., 2008). Des travaux ont mis en évidence un effet rhizosphérique sur la
dissipation des HAP dans un sol d'ancienne usine à gaz (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 résultats existants n'ont, à ce jour, pas apporté d'éléments concluants quant à la possibilité
de traiter un sol de friche par rhizodégradation. Nous cherchons dans ce chapitre à apporter de
nouveaux éléments concernant la faisabilité de la phytoremédiation des sols de friches en
vérifiant la corrélation entre une modification de disponibilité induite en laboratoire et une
modification in situ de la dissipation des HAP. Nous allons donc nous concentrer sur les deux
paramètres que nous avons mis en évidence comme ayant la capacité de modifier la disponibilité
des HAP. Cette démarche est indispensable afin de choisir et tester les espèces végétales les
plus susceptibles d'influencer la disponibilité des HAP et donc d'être utilisées dans une stratégie
de phytoremédiation. Ce chapitre a donc plusieurs objectifs :

i) Vérifier l'effet d'une végétalisation à long terme (expérience plus longue que dans les travaux existants), sur le pH du sol ainsi que sur la dissipation des HAP.

ii) Vérifier l'effet à long terme de la modification du pH sur la dissipation des HAP.

iii) Etudier l'influence de deux cycles culturaux d'une espèce végétale libérant de grandes quantités d'acides organiques sur la dissipation des HAP dans les sols de friches industrielles étudiés.

Afin de répondre à ces questions, nous avons étudiés plusieurs dispositifs de culture.

i) Des parcelles lysimétriques contenant le sol NM depuis 2005 sont suivies par les équipes du GISFI. La comparaison de parcelles sans végétation et de parcelles avec une végétation spontanée nous permettra d'étudier l'effet des plantes sur le pH du sol et la dissipation des HAP.
ii) Des bacs lysimétriques ont été installés en 1998 avec du sol AUG suivant différentes modalités. Nous étudierons les bacs chaulés et non chaulés afin de connaître l'impact d'une alcalinisation artificielle sur la dissipation des HAP.

iii) La culture en pots de lupin blanc sur les trois sols permettra de connaître l'effet d'une espèce connue pour acidifier la rhizosphère et exsuder des acides organiques (acide citrique) sur l'évolution des HAP.

Les détails expérimentaux de ces différents essais sont décrits dans le chapitre matériels et méthodes.

# 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

Tout au long de ce travail, nous avons mesuré la disponibilité des HAP dans des sols de friches industrielles et ce à un temps t. Cependant, pour connaître la relation entre la modification de la disponibilité en HAP et une modification de leur taux de dégradation dans les sols, il est indispensable de connaître l'évolution de la fraction disponible en HAP lorsque celle-ci est dégradée par les micro-organismes du sol. La difficulté de cet exercice réside dans le fait que la comparaison de cette fraction disponible ne peut être réalisée que sur des lots de sols identiques et ayant strictement subi des traitements identiques de préparation et de conservation. En effet, la congélation d'échantillons par exemple est susceptible de modifier la disponibilité et ainsi rendre impossible son suivi dans le temps. Le sol NM installé en parcelles lysimétriques permet ce travail car le sol prélevé à chaque échantillonnage est conservé de la même manière en chambre froide.

Dans les parcelles lysimétriques nues, la teneur en HAP totaux est passée de 1814 à 1393 mg kg⁻¹ entre le mois de septembre 2005 et le mois de mars 2008 (Figure 61). Pendant cette même période, la concentration en HAP disponibles (somme des 16 HAP EPA) est passée de 16,7 à 10,5 mg kg⁻¹. Lors de l'installation des parcelles, les HAP disponibles représentaient donc 0,92% de la teneur totale alors qu'ils ne représentent plus que 0,77% en mars 2008.
<figure><img src="image_62.png" /><figcaption>Figure 61 : Teneur en HAP totaux et disponibles (extractibles au Tenax) dans le sol NM installés en parcelles lysimétriques sur la modalité terre nue (TN).</figcaption></figure>

Durant les 33 mois d'expérience, la teneur en HAP totaux du sol nu a diminué de 23%. Pendant cette même période, la teneur en HAP disponibles a diminué de 37%. Cependant, compte tenu de la teneur en HAP dégradés, la fraction disponible a relativement peu varié au cours de l'évolution du sol. Ceci signifie que lorsque que la fraction disponible est dégradée par la biomasse microbienne du sol, cette même fraction disponible se recharge. Des HAP initialement non disponibles sont devenus disponibles au cours de l'évolution du sol. Il est donc très probable que la diminution de la concentration en HAP dans la solution du sol et à la périphérie des agrégats ou des matières organiques anthropogéniques induise une diffusion des HAP entraînant leur déséquestration. La fraction dégradée en 33 mois correspond à environ 25 fois la fraction initialement disponible. Le temps nécessaire pour dégrader la fraction disponible dans ce sol et dans ces conditions est donc de 1,3 mois. La fraction disponible de HAP se recharge donc au cours du temps et la vitesse de dégradation dépend de cette même fraction disponible. Ces résultats sont un premier élément indiquant qu'une modification de la disponibilité des HAP induit un changement de leur vitesse de dégradation in situ.

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

Le pH du sol NM des parcelles lysimétriques est mesuré deux fois par an depuis son installation en septembre 2005. Dans les modalités terre nue (TN) et végétation spontanée (VS), nous observons une évolution du pH au cours du temps (Figure 62). Dans les deux modalités, le pH varie relativement peu de septembre 2005 à septembre 2007 puis il augmente significativement à partir d'avril 2008. Dans la terre nue, le pH était de 7,04 lors de sa mise en parcelle alors qu'il est de 7,49 en avril 2009. Par contre, pour chacun des temps de prélèvement, aucune différence significative du pH n'est observée entre les modalités TN et VS.
<figure><img src="image_63.png" /><figcaption>Figure 62 : pH du sol NM des parcelles lysimétriques des modalités TN et VS.</figcaption></figure>

L'évolution du sol NM en conditions naturelles et pendant une durée de trois ans induit l'augmentation de son pH. Cependant, le développement d'une végétation spontanée sur ce sol n'affecte pas l'évolution du pH par rapport au même sol laissé nu. Le sol NM installé en parcelles lysimétriques n'étant pas fertilisé, cette gestion ne favorise pas une variation de pH rhizosphérique. En effet, c'est notamment l'absorption de l'azote sous forme ammonium et nitrate qui induit respectivement la libération de protons et d'ions hydroxydes.

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

Nous venons de voir que le développement d'une végétation spontanée sur le sol NM ne modifie pas le pH du sol dans le temps imparti par l'expérience. Nous avons vérifié l'effet de cette même végétation spontanée sur la dissipation des HAP. Dans le sol NM laissé nu (TN) et avec une végétation spontanée (VS), la diminution de la teneur en HAP devient significative après 31 mois en parcelle lysimétrique (Figure 63). Le taux de dissipation de la somme des 16 HAP EPA est de 23% dans le sol nu et de 26% dans le sol végétalisé. Il n'y a aucune différence significative entre ces deux taux de dissipation.
<figure><img src="image_64.png" /><figcaption>Figure 63 : Evolution de la teneur en HAP (somme des 16 HAP EPA) du sol NM en parcelles lysimétriques.</figcaption></figure>

Les observations faites sur l'évolution de la somme des 16 HAP EPA sont valables pour tous les HAP, quelle que soit leur masse moléculaire. En effet, dans les modalités TN et VS, la tendance de diminution des teneurs en la somme des HAP est similaire à celle observée pour chaque classe de HAP (Figure 64). Dans les deux modalités, les pourcentages de diminution des teneurs en HAP sont compris entre 17 et 32% pour chacune des classes. Même si les tendances de diminution des teneurs en HAP sont similaires pour chaque classe, nous observons que la diminution des teneurs est plus rapidement significative pour les HAP majoritaires à 4 et 5 cycles benzéniques. En effet, le temps nécessaire pour que la diminution des teneurs soit significative est compris entre 6 et 19 mois pour les HAP à 4 et 5 cycles alors qu'elle est comprise entre 21 et 31 mois pour les HAP à 2 et 3 cycles benzéniques.
<figure><img src="image_65.png" /><figcaption>Figure 64 : Evolution des teneurs en HAP à 2, 3, 4 et 5 cycles benzéniques dans le sol NM des parcelles lysimétriques des modalités a) TN et b) VS.</figcaption></figure>

Les courbes d'évolution des teneurs en HAP mettent en évidence des vitesses de dissipation des HAP dépendantes de leur masse moléculaire (Figure 65). Cette dépendance est significative dans la modalité TN pour laquelle nous observons une faible variabilité des vitesses mesurées. La vitesse de dissipation des HAP à 3 et 4 cycles est donc supérieure à celle des HAP à 2 et 5 cycles benzéniques. Dans la modalité VS, la grande variabilité des vitesses rend non significative leur dépendance avec le nombre de cycles benzéniques. Les vitesses de dissipation varient en fonction des classes de HAP de 1,4 à 6,7 mg kg⁻¹ mois⁻¹. La vitesse moyenne de dissipation de la somme des 16 HAP est de 13,1 et 18,6 mg kg⁻¹ mois⁻¹ dans respectivement les modalités TN et VS. Pour la somme des 16 HAP EPA comme pour chacune des classes, la vitesse de dissipation est légèrement supérieure dans la modalité VS mais cette différence n'est pas significative du fait de la grande variabilité des vitesses pour cette modalité.
<figure><img src="image_66.png" /><figcaption>Figure 65 : Vitesses de dégradation des HAP à 2, 3, 4, 5 cycles et de la somme des 16 HAP EPA dans le sol NM des parcelles lysimétriques gérées en terre nue (TN) et végétation spontanée (VS) entre septembre 2005 et septembre 2008.</figcaption></figure>

Malgré la faible disponibilité des HAP dans le sol NM, nous avons vu qu'une dégradation significative de ces composés était visible après 31 mois de mise en parcelle. La faible disponibilité n'empêche donc pas une atténuation naturelle des sols de friches industrielles contaminés par des HAP. Cette dissipation est dépendante de la masse moléculaire des HAP. Les vitesses de dégradation sont supérieures pour les HAP à 3 et 4 cycles par rapport aux HAP à 2 et 5 cycles. Ce résultat de dissipation est cependant contradictoire avec la mesure de disponibilité décrite dans le chapitre 4. En effet, nous avons montré que la disponibilité des HAP variait en fonction de la masse moléculaire de la manière suivante : 2 cycles > 3 cycles = 4 cycles = 5 cycles (Figure 42). C'est donc la disponibilité des HAP légers à 2 cycles qui est surestimée par rapport à la fraction de ces HAP qui est réellement dégradée *in situ*. Ceci peut s'expliquer par un processus de recharge de la fraction disponible qui est rendue plus difficile pour les HAP légers à cause de leur séquestration à l'intérieur des matières organiques anthropogéniques. Pour les HAP plus lourds, la recharge de la fraction disponible est plus rapide car elle dépend majoritairement d'un mécanisme de désorption. Les vitesses de dissipation mesurées dans ce même sol sur lequel nous avons laissé se développer une végétation spontanée sont légèrement supérieures (mais non significatives) à celles dans le sol sans végétation. La grande variabilité des vitesses de la modalité VS prouve qu'une hétérogénéité spatiale de la contamination se créée au cours du temps. En effet, en certains points des parcelles lysimétriques soumis à l'influence des plantes, les vitesses de dégradation sont supérieures à d'autres points non rhizosphériques. En effet, la distinction entre ces deux compartiments du sol n'est pas faite lors de l'échantillonnage des terres. Nous pouvons donc émettre l'hypothèse que les vitesses de dissipation des HAP dans le sol strictement rhizosphérique sont plus élevées que dans le sol
global. La végétation spontanée qui s'est développée sur le sol NM a localement induit une stimulation de la dissipation des HAP. Cependant, cette stimulation est trop faible pour être détectable à l'échelle de la parcelle. Nous ne pouvons pas ici conclure sur l'effet *in situ* d'une variation de pH rhizosphérique sur la dissipation des HAP. En effet, le pH du sol NM n'est pas influencé par une végétation spontanée, tout comme sa teneur en HAP, sur une durée de 31 mois. Ce résultat est en accord avec la bibliographie. Différents auteurs ont observé que la dissipation des HAP dans un sol d'ancienne usine à gaz ou de cokerie n'était pas influencée par sa végétalisation pendant 1 an (Cofield et al., 2007), 2 ans (Henner, 2000) et même 3 ans (Ahn et al., 2005). Ce résultat confirme donc qu'une végétation spontanée ne modifie pas ou peu la disponibilité des HAP dans les sols de friches industrielles. Avec la poursuite de l'expérimentation *in situ*, il sera possible de conclure quant à l'impact à long terme de la végétalisation des parcelles sur l'évolution des HAP. Mais il est préférable de concentrer nos efforts sur la recherche d'espèces végétales capables de modifier le pH du sol ou sa concentration en acides organiques.

Avant de nous concentrer sur la recherche d'espèces végétales capables de modifier le pH du sol, il nous est indispensable de nous assurer qu'une modification à long terme du pH du sol a pour effet une variation de la dissipation des HAP.

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

Les sols AUG 1 et AUG 2 correspondent au sol AUG respectivement non chaulé et chaulé et installé dans les bacs lysimétriques. De 1998 à 2000, ce sol a été traité selon cinq modalités différentes (sol nu, sol planté de ray-grass, sol planté de luzerne, sol planté de ray-grass et de trèfle violet). L'analyse des bacs (Henner, 2000) avait permis d'aboutir aux résultats suivants :

i) Les différentes modalités testées (plantées ou non) n'influencent pas les variations du pH du sol entre 1998 et 2000.

ii) Les différentes modalités n'ont pas d'impact sur la dissipation des HAP en deux ans d'expérience.

A partir de 2000, les bacs lysimétriques ont été gérés en atténuation naturelle c'est-à-dire en laissant s'installer une végétation spontanée. Les différentes modalités ne sont donc plus différenciées pour les sols prélevés en 2008. Les résultats présentés ici sont donc des moyennes des 12 bacs lysimétriques contenant le même sol ayant évolué pendant 8 ans en atténuation naturelle.
## 2.1. Variation de pH induite par une végétation spontanée

Le sol AUG 1, non chaulé, a été le support d'une végétation spontanée de juin 2000 à mars 2008. Pendant ces 8 années, le pH n'a pas évolué significativement (Tableau 25). Ce pH est compris entre 7,7 et 7,8.

<table><caption>Tableau 25 : pH du sol AUG 1 des bacs lysimétriques</caption><thead><tr><th>Juin 2000</th><th>Mars 2008</th></tr></thead><tbody><tr><td>7,74 (0,03)</td><td>7,82 (0,26)</td></tr></tbody></table>

La végétation spontanée qui s'est développée sur le sol AUG non chaulé n'a pas induit la variation de pH durant une mise en bac lysimétrique de 8 ans. Par ailleurs, afin de confirmer que l'activité végétale n'affecte pas le pH du sol, il serait nécessaire de laisser évoluer un sol témoin non végétalisé pendant 8 ans. En effet, il est possible que l'absence de variation du pH observée dans le sol végétalisé soit la conséquence d'une acidification du sol induite par les processus pédogénétiques équilibrée par une alcalinisation induite par le fonctionnement végétal.

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

Nous avons vu qu'une végétation non spécifique, c'est-à-dire qui se développe spontanément sur le sol AUG n'affecte pas son pH. Afin de voir l'effet d'une variation de pH du sol sur la dissipation in situ des HAP, nous avons étudié l'évolution des teneurs en HAP dans un sol dans lequel le pH a été modifié chimiquement. La modification du pH du sol a été induite par l'apport de CaO (chaux) en 1998. Rappelons que le sol AUG est, parmi les trois sols de friches industrielles, celui dans lequel une augmentation du pH induit le plus fort accroissement de la disponibilité des HAP.

Le chaulage a augmenté le pH de 1,6 unités (7,7 à 9,4). Dix ans après, le pH est identique à celui du sol AUG 1. Cet abaissement de pH est la conséquence de la lixiviation des ions Ca²⁺.
<figure><img src="image_67.png" /></figure>

Figure 66 : pH des sols AUG 1 (non chaulé) et AUG 2 (chaulé) lors de leur mise en bac (1998) et au moment de leur mesure en 2008.

## 2.3. Effet du chaulage sur la dissipation des HAP

Lors de sa mise en bacs lysimétriques, le sol AUG 2 chaulé était plus concentré en HAP que le sol AUG 1. La somme des 16 HAP EPA était de 1315 mg kg⁻¹ dans le sol AUG 2 contre 805 mg kg⁻¹ dans le sol AUG 1 (Figure 67). Pendant les 26 premiers mois, la dissipation des HAP était beaucoup plus élevée dans le sol AUG 2 initialement chaulé. En mai 2000, les concentrations en HAP dans les deux sols étaient proches. Elles étaient respectivement de 441 et 550 mg kg⁻¹ dans les sols AUG 1 et AUG 2. Entre mai 2000 et mars 2008, la teneur dans le sol AUG 1 n'a plus évolué alors qu'elle a continué à décroître dans AUG 2. En mars 2008, le sol chaulé (AUG 2) présente une concentration en HAP plus faible que le sol non chaulé (AUG 1). La différence entre ces deux sols est notamment significative pour les HAP à 3 et 4 cycles benzéniques et pour la somme des 16 HAP EPA.
<figure><img src="image_68.png" /><figcaption>Figure 67 : Teneur en la somme des 16 HAP EPA dans les sols AUG 1 (non chaulé) et AUG 2 (chaulé) installés en bacs lysimétriques.</figcaption></figure>

L'évolution différente des sols est la conséquence de vitesses de dégradation variables selon que le sol ait été chaulé ou non (Figure 68). Pendant les deux premières années suivant la mise en place des bacs lysimétriques, les vitesses de dégradation des HAP sont relativement élevées. Elle est de 14 mg kg⁻¹ mois⁻¹ pour la somme des HAP dans le sol AUG 1. Notons que cette vitesse est proche mais inférieure à celle mesurée dans le sol NM végétalisé (17 mg kg⁻¹ mois⁻¹). Étant donné que la vitesse de dissipation des HAP est la plus élevée après la mise en place de nouveaux dispositifs et qu'elle décroît dans le temps, la vitesse de dissipation plus élevée dans le sol NM par rapport au sol AUG est cohérente avec le classement des disponibilités en HAP établi dans les chapitres précédents. Au moins pour les sols NM et AUG, la valeur de disponibilité mesurée avec le protocole décrit dans le chapitre 3 est corrélée à la vitesse de dissipation in situ. Comme dans le sol NM, les vitesses de dissipation des HAP à 3 et 4 cycles sont supérieures à celles des HAP à 2 et 5 cycles. Pendant ces deux premières années, la vitesse de dissipation de la somme des HAP dans le sol AUG 2 est double par rapport au sol AUG 1 (29 mg kg⁻¹ mois⁻¹). L'augmentation la plus élevée du taux de dissipation par le chaulage est obtenue pour les HAP à 3 cycles (x 3,5) puis pour les HAP à 4 cycles (x 1,6) et elle est minime pour les HAP les plus légers. La vitesse de dissipation des HAP à 5 cycles est quasi nulle dans les deux sols AUG 1 et 2. De 2000 à 2008, les vitesses de dissipation sont devenues nulles dans le sol non chaulé. Dans le sol chaulé, elle est toujours proche de 2 mg kg⁻¹ mois⁻¹ pour la somme des HAP et est comprise entre 0,5 et 1 pour les HAP à 3 et 4 cycles benzéniques.
<figure><img src="image_69.png" /><figcaption>Figure 68: vitesse de dégradation dans les sols AUG 1 et AUG 2 installés en bacs lysimétriques de a) 1998 à 2000, b) 2000 à 2008</figcaption></figure>

L'apport de chaux dans le sol AUG a induit une augmentation de pH de 1,6 unités, proche de l'alcalinisation que nous avons créée dans l'expérience en suspension de sol. Cette augmentation de pH engendre une forte augmentation de la vitesse de dégradation des HAP. En effet, comme nous l'avons déjà expliqué, une alcalinisation du sol induit une diminution des forces de sorption entre la matrice solide et les HAP et induit également une décondensation des substances humiques et une diminution de leur lien avec les argiles au sein du complexe argilo-humique. Pourtant, l'apport de chaux engendre l'apport de forte quantité de Ca dans le sol, ces cations étant responsables de la cohésion des matières organiques. Dix ans après le chaulage du sol, la chaux a été dissoute et le pH a retrouvé son état initial. Pourtant, l'effet de la chaux perdure et les vitesses de dégradation restent plus élevées que dans un sol témoin. Le sol n'est donc pas revenu à son état initial et la matrice solide conserve son état déstructuré. Dans l'expérience en laboratoire, l'effet pH était similaire sur la totalité des HAP alors qu'il est ici principalement visible sur les HAP à 3 et 4 cycles benzéniques. Les HAP à 2 cycles benzéniques ont atteint des teneurs très faibles après 2 ans de mise en bac (< 10 mg kg⁻¹). Il est probable que cette concentration résiduelle soit très fortement liée ou séquestrée dans la matrice organique et
aucune modification des paramètres du sol ne peut permettre leur mise à disponibilité. Ensuite, la dissipation des HAP à 5 cycles n'est pas autant stimulée que celle des autres HAP car la disponibilité n'est donc pas leur facteur limitant. Les HAP lourds sont des composés difficilement absorbés et dégradés par les micro-organismes du sol. Le fait d'augmenter leur disponibilité ne suffit donc pas à dépasser leur récalcitrance.

L'augmentation du pH du sol a donc un effet important sur la dissipation des HAP du sol AUG. Ce résultat est en cohérence avec les résultats précédents et tend à prouver qu'une augmentation de la disponibilité se traduit *in situ* par une augmentation du taux de dégradation. Une plante capable d'alcaliniser sa rhizosphère serait donc bénéfique pour décontaminer des sols de friches industrielles.

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

Après avoir mis en évidence l'effet positif du pH sur la dissipation des HAP, nous allons vérifier l'effet des acides organiques démontré avec les expériences en batch. Pour atteindre cet objectif, nous allons étudier l'effet d'une plante connue pour libérer des quantités élevées d'acides organiques sa rhizosphère : le lupin blanc.

#### 3.1. Germination de *Lupinus albus*

Avant la mise en pot des graines de lupin blanc, nous avons testé leur capacité de germination sur les trois sols de friche étudiés. Nous avons comparé les taux de germination obtenus à ceux observés dans des conditions témoins optimales.

Les graines de lupin blanc commencent à germer 72 h après leur mise en place dans des boîtes de Pétri témoins. Le taux de germination atteint 92% après 144 h soit 6 jours d'incubation (Figure 69). Sur les sols NM et AUG, la germination commence dès le deuxième jour pour atteindre un taux final de germination de respectivement 83 et 59%. Sur le sol HOM, les premières germinations apparaissent au quatrième jour. Après 6 jours, le taux de germination est de 74%.
<figure><img src="image_70.png" /><figcaption>Figure 69 : Test de germination du lupin dans les trois sols de friches étudiés et dans les boîtes de Pétri témoins.</figcaption></figure>

Le taux de germination est inférieur dans les trois sols de friches industrielles au taux de germination obtenu en boîte de Pétri témoin. Ce résultat est significatif dans les sols HOM et AUG. Plusieurs facteurs peuvent expliquer ce phénomène. Les sols de friches industrielles contiennent de nombreux contaminants organiques et métalliques pouvant être toxiques pour la germination du lupin blanc. Cependant, cette hypothèse n'est pas la plus probable. Les sols de friches industrielles sont des matrices très hydrophobes. Il est possible que l'eau d'humidification du sol ait du mal à être transférée du sol vers les graines présentes en surface. Or, la réussite de la germination dépend de l'absorption d'eau par les graines et ce, avant que l'humidité du système n'entraîne un développement microbien et notamment des moisissures affectant l'intégrité de celles-ci. Cependant, les taux de germination sont suffisamment élevés dans les trois sols (> 50%) pour envisager une culture en pots.

## 3.2. Croissance du lupin dans les sols de friches industrielles

Nous nous sommes limités à une description qualitative de la croissance du lupin. Nous avons observé dans le sol un taux de germination plus faible que dans les boîtes de Pétri. Dans certains cas, un second semis a été nécessaire. Les plantes se sont développées dans les sols NM et AUG (Figure 70).
<figure><img src="image_71.png" /><figcaption>Figure 70 : Photographie des plants de lupin blanc en phase de croissance dans le sol NM.</figcaption></figure>

Dans le sol HOM, les plants sont rapidement affectés par une chlorose des tissus induisant la mort de la plante (Figure 71).

<figure><img src="image_72.png" /><figcaption>Figure 71 : Plant de lupin blanc (Lupinus albus) atteint de chlorose sur le sol HOM.</figcaption></figure>

Dans les sols NM et AUG, les lupins atteignent la floraison en 2 mois (Figure 72). La période de 5 mois de l'expérience (de mars à juillet 2009) a donc permis la réalisation de deux cycles de culture consécutifs sur les sols NM et AUG alors que l'expérience sur le sol HOM a été abandonnée. A noter que le sol HOM contient une forte teneur en calcaire (384 g kg⁻¹) ; or, le lupin blanc est une espèce calcifuge. Le calcaire n'affecte pas la germination du lupin mais il inhibe sa croissance. Il existe un seuil critique de 25‰ de CaCO₃ total à partir duquel les
symptômes de chlorose apparaissent sur le lupin blanc (Duthion, 1992). La teneur en calcaire dans le sol HOM est 12 fois supérieure à ce seuil. Il n'est donc pas possible de cultiver cette espèce végétale sur le sol HOM.

<figure><img src="image_73.png" /><figcaption>*Figure 72 : Plant de lupin blanc (Lupinus albus) au stade floraison.*</figcaption></figure>

Malgré l'observation d'une croissance végétale dans deux des sols, la biomasse aérienne et racinaire produite reste limitée. Les plants montrent des signes visibles de stress.

Dans les sols NM et AUG, les conditions du sol permettent une culture du lupin mais la croissance n'est pas optimale. La teneur en calcaire est de 32‰ dans le sol NM et 70‰ dans le sol AUG. Ces teneurs supérieures au seuil critique de 25‰ sont donc néfastes à la croissance d'une plante calcifuge. Ces deux sols contiennent aussi de fortes teneurs en polluants qui peuvent avoir un effet toxique sur la croissance même si cette toxicité n'a pas ou peu été détectée à la germination. L'hydrophobicité des sols peut également être un facteur limitant. En effet, les sols sont difficiles à humidifier de façon homogène et il est fort probable que cela affecte l'accès à l'eau des racines. Enfin, nous avons observé que le sol devenait de moins en moins meuble au cours de l'expérience. Après 5 mois d'expérience, les deux sols et surtout NM sont devenus très durs. Ce durcissement a rendu la pénétration racinaire du lupin très difficile et explique majoritairement la faible production de biomasse racinaire, en particulier au cours du deuxième cycle de culture. Ce phénomène de durcissement est probablement lié à l'hydrophobicité des sols. Il n'est cependant pas observé avec les mêmes sols installés en bacs ou en parcelles lysimétriques. La présence de méso et de macrofaune des sols comme les lombricidés permet une bioturbation des sols. Celle-ci est à l'origine de l'homogénéisation de l'humidité dans les sols et de leur ameublissement. Nous pouvons donc conclure que dans des conditions réelles de culture, le lupin blanc dans ces sols présenterait un développement racinaire et aérien plus importants.
### 3.3. Variation de pH du sol rhizosphérique induite par le lupin

Suite à l'arrêt des cultures sur les sols NM et AUG, nous avons préparé des échantillons moyens du sol global avec les sols témoins c'est-à-dire sans végétaux. Pour les pots contenant des plants de lupin blanc, les échantillons ont été préparés à partir du sol adhérant aux racines. Sur ces échantillons de sol, nous avons mesuré le pH. Dans les deux sols, NM et AUG, nous n'observons aucune différence de pH entre le sol initial, le sol des pots témoins et le sol rhizosphérique des plants de lupin (Tableau 26).

<table><caption>Tableau 26 : pH (avec écarts types) des sols NM et AUG avant la mise en pot (initial), dans la modalité témoin (sans plante) et dans la modalité lupin (sol rhizosphérique).</caption><thead><tr><th></th><th>NM</th><th>AUG</th></tr></thead><tbody><tr><td>Initial</td><td>7,70 (0,01)</td><td>7,96 (0,01)</td></tr><tr><td>Témoin</td><td>7,79 (0,09)</td><td>7,99 (0,00)</td></tr><tr><td>Lupin</td><td>7,71 (0,02)</td><td>8,01 (0,03)</td></tr></tbody></table>

Les deux sols de friche étudiés ont des pH proches. Ils sont de respectivement 7,70 et 7,96 pour NM et AUG respectivement. La durée de culture de 5 mois est insuffisante pour que la seule activité biologique du sol permette de faire varier ce paramètre. Le fonctionnement végétal des plants de lupin blanc n'induit pas de variation de pH dans le compartiment rhizosphérique. Pourtant, le lupin est connu pour exsuder de grandes quantités d'acides organiques et notamment de l'acide citrique afin de favoriser l'absorption de phosphore (Dinkelaker et al., 1989) mais aussi de nutriments comme le manganèse (Marschner, 1991). Les sols NM et AUG contiennent 116 et 82 mg kg⁻¹ de P₂O₅ (selon méthode Olsen NF ISO 11263), considéré comme étant le phosphore assimilable. Ces concentrations sont très élevées par rapport à la valeur seuil d'environ 15 mg kg⁻¹ de phosphore assimilable qui permet de définir un sol comme carencé en phosphore. Les fortes teneurs en phosphore sont très probablement induites par l'apport dans les sols de scories de déphosphoration issues de l'activité des hauts-fourneaux. Dans ces conditions, le lupin exsude peu d'acides organiques pour l'acquisition du phosphore. Nous n'avons pas les données concernant les teneurs assimilables des autres nutriments comme le manganèse. Nous pouvons supposer qu'elles sont faibles, compte tenu du pH élevé des sols. Il est donc possible que le lupin exsude des acides organiques dans le sol pour l'acquisition de ces nutriments. Les deux hypothèses sont donc les suivantes : soit il n'y a pas eu libération d'acide citrique par le lupin cultivé sur les sols NM et AUG, soit l'exsudation d'acide citrique a été insuffisante pour faire varier le pH des sols du fait de leur capacité tampon. Dans cette dernière hypothèse, l'absence de variation de pH n'exclut pas le fait que les acides organiques exsudés aient eu une influence sur la matrice solide porteuse de HAP et donc sur la disponibilité des HAP eux-mêmes.
3.4. Effet du lupin sur la dissipation des HAP

Les teneurs en HAP dans le sol initial, le sol témoin et le sol rhizosphérique de lupin après 5 mois de mise en pot sont très proches (Figure 73).

<figure><img src="image_74.png" /><figcaption>Figure 73 : Teneur en HAP dans le sol avant sa mise en pot (initial), dans les pots témoin (sol non rhizosphérique) et dans les pots plantés de lupin (sol rhizosphérique).</figcaption></figure>

Afin de mieux constater l'évolution des teneurs en HAP, nous avons défini les pourcentages de variation de chacun de HAP (Tableau 27). Dans le sol AUG, la variation des teneurs en HAP est nulle dans la modalité témoin comme dans la modalité lupin et ce, pour la quasi-totalité des HAP. Cependant, nous observons que la mise en pot, avec ou sans lupin, induit une augmentation significative des teneurs en benzo(b)fluoranthène, benzo(a)pyrène et benzo(g,h,i)pérylène +
dibenzo(a,h)anthracène.

Dans le sol NM, la mise en pot induit également des variations de teneur en HAP. Nous observons une diminution des teneurs en HAP qui est plus forte et significative pour les HAP de poids moléculaire moyen (allant du fluorène au chrysène). La dissipation de l'anthracène dans le sol rhizosphérique du lupin est, en 5 mois, plus élevée que dans le sol non végétalisé. Pour tous les autres HAP, les variations de teneur en HAP sont identiques dans les deux modalités.

<table><caption>Tableau 27 : Pourcentage de variation (%) des teneurs en HAP dans les sols NM et AUG dans les pots témoin et plantés de lupin durant les cinq moins d'incubation.</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="2">AUG</th><th colspan="2">NM</th></tr><tr><th>Témoin</th><th>Lupin</th><th>Témoin</th><th>Lupin</th></tr></thead><tbody><tr><td>Naph</td><td>12,01</td><td>18,82*</td><td>1,01</td><td>-8,55</td></tr><tr><td>Acy</td><td>-8,43</td><td>-5,60</td><td>-12,38*</td><td>2,43</td></tr><tr><td>Ace</td><td>nd</td><td>nd</td><td>-3,08</td><td>-4,41</td></tr><tr><td>Flu</td><td>-8,40*</td><td>-6,83</td><td>-15,73*</td><td>-15,60*</td></tr><tr><td>2 cycles</td><td>-2,83</td><td>0,60</td><td>-4,32</td><td>-5,80</td></tr><tr><td>Phe</td><td>8,26</td><td>1,77</td><td>-7,32*</td><td>-9,58*</td></tr><tr><td>Ant</td><td>9,09</td><td>-4,18</td><td>-16,88*<sup>a</sup></td><td>-24,17*<sup>b</sup></td></tr><tr><td>Flt</td><td>6,15</td><td>4,98</td><td>-6,90*</td><td>-6,82*</td></tr><tr><td>3 cycles</td><td>6,95</td><td>3,29</td><td>-8,16*</td><td>-9,51*</td></tr><tr><td>Pyr</td><td>3,73</td><td>2,55</td><td>-7,75*</td><td>-7,70*</td></tr><tr><td>B(a)Ant</td><td>6,50*</td><td>4,82</td><td>-3,56</td><td>-3,58</td></tr><tr><td>Chry</td><td>4,61</td><td>3,76</td><td>-5,29*</td><td>-5,27*</td></tr><tr><td>BbF</td><td>7,64*</td><td>6,58*</td><td>-2,65</td><td>-1,85</td></tr><tr><td>BkF</td><td>1,68</td><td>1,46</td><td>-1,03</td><td>-0,53</td></tr><tr><td>4 cycles</td><td>4,91</td><td>3,79</td><td>-4,86*</td><td>-4,65*</td></tr><tr><td>BaP</td><td>8,48*</td><td>5,60*</td><td>-0,36</td><td>-1,12</td></tr><tr><td>BghiP+DahaA</td><td>9,33*</td><td>9,74*</td><td>-2,53</td><td>-1,16</td></tr><tr><td>IP</td><td>5,88</td><td>9,85*</td><td>0,18</td><td>3,23</td></tr><tr><td>5 cycles</td><td>7,28*</td><td>8,19*</td><td>-0,35</td><td>1,21</td></tr><tr><td>Somme</td><td>5,83</td><td>4,41</td><td>-4,81*</td><td>-5,14*</td></tr></tbody></table>

Compte tenu de ces résultats, les vitesses de dissipation sont nulles dans le sol AUG. Elles sont proches dans les deux modalités du sol NM (Tableau 28). Remarquons que la vitesse de dissipation de la somme des 16 HAP dans les pots NM témoin (11,1 mg kg⁻¹mois⁻¹) est proche de celle mesurée dans le sol NM des parcelles lysimétriques sans végétation (14 mg kg⁻¹mois⁻¹) (Figure 65). Les HAP à 3 cycles présentent les vitesses de dissipation les plus élevées suivis des HAP à 4 puis à 2 cycles. Les HAP à 5 cycles n'ayant pas été dégradés durant les 5 mois, leur vitesse de dissipation est nulle.
<table><caption>Tableau 28 : Vitesses de dissipation des HAP (mg kg⁻¹ mois⁻¹) dans le sol NM de mars à juillet 2009.</caption><thead><tr><th></th><th>Témoin</th><th>Lupin</th></tr></thead><tbody><tr><td>2 cycles</td><td>2,14</td><td>2,88</td></tr><tr><td>3 cycles</td><td>4,94</td><td>5,75</td></tr><tr><td>4 cycles</td><td>3,89</td><td>3,72</td></tr><tr><td>5 cycles</td><td>0,14</td><td>-0,49</td></tr><tr><td>Somme</td><td>11,11</td><td>11,86</td></tr></tbody></table>

La mise en pot du sol AUG durant une période de 5 mois est trop courte pour que l'on puisse constater une dissipation des HAP. En effet, les HAP dans ce sol présentent une très faible disponibilité ; par conséquent, une diminution significative des teneurs en HAP ne peut être éventuellement observée qu'après une longue période d'incubation. Dans le sol NM, une diminution de la teneur en HAP est visible en une période de 5 mois. La vitesse de dissipation des HAP est d'ailleurs identique dans les pots et dans les parcelles lysimétriques, sauf pour les HAP à 5 cycles. Ces derniers ont en effet une vitesse de dissipation nulle dans les pots alors que ce n'est pas le cas dans les parcelles. Le tassement et le durcissement du sol NM en pot par manque de bioturbation sont un frein à une diffusion optimale de l'eau et de l'oxygène au sein du sol. L'activité biologique est donc très probablement inférieure dans le sol en pot par rapport au même sol en parcelle. La dégradation des HAP très résistants (ceux constitués de 5 cycles benzéniques) dépend de l'activité microbienne. Les conditions des pots ne sont donc pas favorables à leur dégradation.

En 5 mois de culture, l'effet rhizosphérique de *Lupinus albus* sur la dissipation des HAP est faible mais la dissipation de l'anthracène est supérieure dans le sol rhizosphérique par rapport au sol global. Nous ne pouvons pas vérifier que l'effet sur la dissipation de l'anthracène soit effectivement la conséquence d'une exsudation d'acide citrique. Cependant, une telle variation de dissipation avec une végétation spontanée sur des périodes de culture beaucoup plus longues n'a pas été observée. Or, la caractéristique principale qui différencie le lupin blanc d'une végétation spontanée est sa capacité à exsuder de l'acide citrique.

Les résultats ont été obtenus dans des conditions très défavorables. En effet, le sol sur lequel nous avons pu mesurer l'effet d'une plantation de lupin blanc est celui qui montrait la plus faible sensibilité aux acides organiques dans les expériences de laboratoire. Ensuite, la durée de l'expérience, 5 mois, est très courte et n'a permis que l'implantation dans le sol de deux cycles de culture. Enfin, le manque de bioturbation dans le sol limite la croissance végétale et par conséquent une exsudation limitée et une activité microbienne non optimale.
## 4. Discussion sur la faisabilité du traitement des sols de friches industrielles par phytoremédiation

Dans le chapitre précédent, nous avons mis en évidence un effet du pH et des acides organiques sur la disponibilité des HAP. Nous avons montré ici qu'une alcalinisation du sol induit une augmentation de la dissipation des HAP. Nous détenons donc un élément important permettant de supposer une corrélation entre une variation de disponibilité dans une expérience de laboratoire et une variation de la dissipation *in situ*. Cependant, cette information n'est pas suffisante pour conclure en la faisabilité du traitement des sols de friches par phytoremédiation. En effet, la difficulté est désormais de réussir à faire varier les paramètres du sol par l'implantation d'un couvert végétal.

Les plantes modifient la composition de l'environnement racinaire (Nguyen, 2003). Parmi les paramètres affectés par les racines vivantes, le pH montre des variations liées à l'absorption de l'azote, à la respiration, à des stress nutritionnels tels que P ou Zn et, plus généralement à la libération d'acides organiques. Cependant ces variations de pH sont observées dans des sols agricoles aux propriétés différentes des sols de friches industrielles que l'on étudie. Dans les sols NM et AUG, une végétation spontanée se développant pendant respectivement 3 et 10 ans n'influence pas le pH du sol.

La nature carbonatée et donc le fort pouvoir tampon des sols de friches industrielles est la première cause de cette absence d'influence d'une végétation spontanée (Annexe 6). Le sol HOM présente un pouvoir tampon très supérieur aux sols NM et AUG. La modification du pH de ce sol est encore plus difficile et peu probable par l'implantation d'un couvert végétal non spécifique.

Les espèces végétales installées de manière spontanée interviennent aussi dans l'absence d'effet sur le pH du sol. Ces espèces exsudent probablement peu de composés susceptibles de modifier le pH. En effet, une libération de protons ou d'ions hydroxydes passe par l'absorption de grandes quantités d'azote sous forme minérale. Un relevé floristique sur les bacs lysimétriques permettrait d'affirmer ou d'infirmer cette hypothèse.

Malgré l'allongement de l'expérience par rapport à celle de la littérature (Ahn et al., 2005 ; Cofield et al., 2008), nous confirmons qu'une végétation non spécifique sur un sol de friche ne permet pas de modifier les paramètres chimiques du sol, la disponibilité des HAP et donc leur dissipation. Les effets physiques induits par la pénétration racinaire ne suffisent donc pas à modifier la disponibilité des HAP dans les sols NM et AUG. Il est aussi possible que les effets physiques soient annulés par l'agrégation stimulée par la rhizodéposition de carbone et l'activité microbienne rhizosphérique (Corgie et al., 2003).

Le pH du sol n'est pas modifié par une végétation spontanée. Il est important de trouver des modes de cultures permettant de faire varier ce pH. Cela passe tout d'abord par la recherche
d'espèces végétales libérant de grandes quantités de protons ou d'ions hydroxydes et
développant un réseau racinaire dense. Par exemple, le rooibos (*Asphalathus linearis*) est un
arbuste d'Afrique du sud capable d'alcaliniser sa rhizosphère par la libération de grandes
quantités d'ions hydroxydes (Dakora et Phillips, 2002). Il faut également tester l'apport d'engrais
comme l'ammonium pour stimuler la libération d'ions hydroxyde dans la rhizosphère par
exemple.

Comme les espèces non spécifiques ne parviennent pas à modifier les paramètres chimiques du
sol, nous avons testé l'implantation sur les sols de friches industrielles d'une plante particulière, le
lupin blanc (Lupinus albus). Cette espèce est connue pour acidifier le sol en libérant de grandes
quantités d'acide citrique (Wasaki et al., 2005). Nous avons précédemment démontré que l'acide
citrique dans le sol avait la propriété d'accroître la disponibilité des HAP en chélatant les cations
du sol. La mise en culture dans les sols NM et AUG a duré 5 mois, ce qui est très court par
rapport aux expériences à long terme menées avec une végétation spontanée. Pourtant, malgré
cette courte durée de culture, nous avons observé une vitesse de dissipation de l'anthracène
supérieure dans le sol NM rhizosphérique par rapport au sol NM global. Le lupin blanc a donc
bien influencé la disponibilité d'un des 16 HAP EPA. Notre étude est la première montrant un
effet direct des propriétés chimiques de la rhizosphère sur la dissipation des HAP. Ce résultat est
encourageant et donne de nouvelles voies de recherche pour prouver la faisabilité de la
phytoremédiation.

Cependant, nous n'avons pas pu mettre en évidence le facteur influencé par le lupin blanc à
l'origine de cette variation de dissipation. Le pH des sols NM et AUG n'est pas influencé en 5
mois par le lupin blanc alors que cette espèce modifie le pH des sols agricoles (Weisskopf et al.,
2005). La variation de dissipation n'est donc pas un effet pH. Il est cependant probable que l'effet
rhizosphérique du lupin blanc soit la conséquence de la libération d'acide citrique. Cet acide
citrique a pu avoir une influence sur la structure du sol et la disponibilité des HAP sans affecter le
pH des sols du fait de leur pouvoir tampon élevé. Il est donc nécessaire de mesurer directement
dans la solution du sol, les teneurs en acide citrique. Pour cela, il serait nécessaire d'utiliser un
dispositif avec des microseringues permettant de prélever la solution du sol au plus près des
racines. De tels dispositifs ont déjà été testés par différents auteurs (Dieffenbach et Matzner,
2000 ; Wang et al., 2001). De plus, comme l'exsudation d'acide citrique est liée à un stress
nutritionnel, il est nécessaire de mettre en relation les flux d'acide de la racine vers la rhizosphère
avec les teneurs en phosphore et manganèse assimilables. De plus, la réponse du lupin à une
carence nutritionnelle peut également être mise en évidence par l'observation des racines
protéoides. Ces racines très ramifiées sont une zone de forte exsudation d'acides organiques
(Egle et al., 2003 ; Shu et al., 2007).

Avant de conclure en l'utilisation possible du lupin blanc pour la phytoremédiation des sols de
friches industrielles, une expérience à long terme doit être menée. Des dispositifs de grandes
tailles permettront de faciliter la croissance du lupin blanc par rapport aux expérimentations en pots du fait de la bioturbation empêchant le durcissement des sols. Il serait également intéressant de tester la végétalisation des trois sols étudiés par des espèces exsudant des acides organiques mais étant non calcifuges comme le pois chiche (Cicer arietum) (Neumann et Romheld, 1999).

Conclusion

Nous avons montré que les vitesses de dissipation de HAP dans les sols NM et AUG sont corrélées à la disponibilité mesurée en laboratoire. Or, la fraction disponible en HAP se recharge au cours de sa dégradation, ce qui induit une faible évolution de la disponibilité dans le temps. Ces constats sont des premiers éléments permettant de montrer que la variation de la disponibilité des HAP dans un sol de friche industrielle se traduit par une variation dans le même sens de leur dissipation in situ.

Cette relation entre disponibilité et dissipation des HAP a également été montrée sur un sol dont le pH a artificiellement été augmenté par chaulage. Dans ce sol chaulé, la vitesse de dissipation des HAP est double par rapport à un sol dans lequel le pH n'a pas été modifié. Le chaulage des sols de friches industrielles pourrait donc être utilisé pour accélérer la dégradation des HAP dans une gestion par atténuation naturelle.

Les sols de friches industrielles ont un fort pouvoir tampon. Celui-ci limite beaucoup les variations de pH induites par une végétation spontanée. Une végétation spontanée sur les sols NM et AUG pendant 3 et 10 ans n'en affecte pas le pH. C'est une des raisons pour lesquels la vitesse de dissipation des HAP n'est pas modifiée dans de telles modalités.

Il est nécessaire d'envisager une modification de la concentration en acides organiques dans la rhizosphère en plus de la modification de son pH afin d'affecter la disponibilité et donc la dissipation des HAP. Le lupin blanc est reconnu pour libérer beaucoup d'acide citrique dans sa rhizosphère. La succession de deux cycles culturaux de lupin sur le sol NM augmente la vitesse de dissipation de l'anthracène dans le compartiment rhizosphérique. Les résultats sont encourageants quant à l'utilisation du lupin blanc dans une démarche de phytoremédiation des sols de friches industrielles. Nous devons désormais confirmer que l'acide citrique libéré par les racines du lupin est à l'origine de cette variation de dissipation.
# CONCLUSION GENERALE ET PERSPECTIVES

La compréhension de l'évolution des polluants dans les sols est une condition nécessaire pour l'évaluation des risques et l'identification des moyens de remédiation des sols pollués. Les contaminations anciennes par des HAP constituent l'un des verrous majeurs à lever pour la compréhension de la dynamique des polluants dans les sols. Ces polluants sont très présents dans les sites ayant abrité des activités de cokéfaction (cokeries pour la sidérurgie, usines à gaz). Ces friches industrielles occupent de très grandes surfaces à l'échelle du globe et les mutations économiques ont amené à des besoins de connaissances sur l'état et l'évolution HAP qu'ils recèlent afin d'améliorer leur gestion.

Le comportement et l'évolution des HAP sont contrôlés par leur disponibilité, c'est-à-dire leur potentialité à subir des processus physico-chimiques et biologiques conduisant à leur dissipation. Sur la base des connaissances existantes, nous nous sommes fixés quatre objectifs principaux au cours de ce travail de thèse :

* la définition d'un protocole de mesure de la disponibilité des HAP adapté au contexte particulier des sols de friches industrielles dans lesquels les polluants ont subi de nombreux processus, globalement dénommés "vieillissement" ou "aging",

* l'identification de facteurs de contrôle de la disponibilité des HAP au sein de ces sols,

* l'évaluation de l'influence de l'activité rhizosphérique au travers de deux paramètres que sont le pH et la teneur en acides organiques sur la disponibilité des HAP,

* la validation in situ de l'effet d'un environnement rhizosphérique sur l'évolution des teneurs en HAP.

En faisant appel à des sols provenant de sites d'anciennes cokeries et usines à gaz, nous avons pu clarifier les points suivants :

## Un protocole de mesure de la disponibilité

Nous proposons un protocole de mesure de la disponibilité utilisant une résine Tenax, testé sur trois sols de friches industrielles. Ce protocole s'est avéré pertinent pour déterminer le niveau de disponibilité des HAP dans des conditions de fort « vieillissement » de la pollution. Il est plus adapté que les approches plus classiques, parfois plus lourdes à mettre en œuvre. En effet, l'incubation ne rend compte que de la fraction effectivement biodégradée, celle-ci étant généralement trop faible dans les sols de friches industrielles pour être détectée. L'extraction par un solvant suretime très fortement les teneurs disponibles et ne permet pas de discriminer les résultats en fonction de la masse moléculaire des HAP. L'extraction des HAP disponibles par
résine Tenax possède de plus les qualités indispensables pour proposer cette méthode à la normalisation : sensibilité, reproductibilité et facilité de mise en œuvre.

## Les facteurs de contrôle de la disponibilité

L'étude de la nature et de la répartition de la matière organique au sein de la structure des sols de friches industrielles a ensuite montré que les HAP ne sont pas distribués de façon homogène au sein de la matrice solide. Ils sont pour l'essentiel associés à la matrice de "black carbon", principale source de pollution dans ces sols et regroupant des matières organiques comme le charbon et le goudron de houille. Ce black carbon se retrouve aujourd'hui réparti dans toutes les fractions granulodensimétriques des sols. Nous avons donc montré que, comme le vieillissement de la contamination, la présence de black carbon dans les sols de friches industrielles est une cause majeure de la faible disponibilité des HAP. La taille des particules de black carbon est le premier facteur de contrôle de la disponibilité des HAP. Elle augmente avec la diminution de la taille des agrégats, variant de 8 à 25% des fractions les plus grossières vers les fractions les plus fines. Le niveau d'agrégation et donc l'intégration du black carbon dans les agrégats du sol sont le deuxième facteur de contrôle important de la disponibilité des HAP. La désagrégation par la dissolution des ciments assurant la cohésion des agrégats peut ainsi augmenter la disponibilité des HAP.

## Effet du pH et des acides organiques sur la disponibilité des HAP

L'analyse de la littérature avait fait apparaître l'importance du pH et des exsudats racinaires dans le contrôle de la disponibilité des HAP. Nous avons démontré que les variations du pH du sol s'accompagnent de changements de la disponibilité des HAP. Elles agissent à deux niveaux sur i) les forces de sorption des molécules organiques sur la matrice du sol ii) le système calcocarbonique intervenant dans la cohésion des agrégats. Ainsi, dans la majorité des cas, une acidification entraîne la diminution de la disponibilité des HAP, tandis qu'une augmentation de pH se traduit par une augmentation de la disponibilité. Dans les sols très calcaires, l'augmentation de disponibilité induite par la dissolution des ciments du sol en conditions acides devient majoritaire par rapport aux modifications des forces de sorption.

L'accent a été mis sur un groupe de molécules présent dans les exsudats en raison de leur réactivité avec les composés du sol. Nous démontrons ainsi que les acides organiques complexants modifient la disponibilité des HAP. L'acide citrique, qui possède de telles propriétés complexantes, entraîne une forte augmentation de la disponibilité des HAP (+40%). Les processus de complexation des cations, notamment le Ca²⁺, contribuent au réarrangement des agrégats du sol et modifient donc la surface d'échange entre la matrice solide et la solution du sol.
Effet des paramètres rhizosphériques sur la dissipation in situ des HAP

L'intégration des processus modifiant la disponibilité des HAP nous a amenés à considérer le système sol-plante, dans la perspective d'établir des méthodes pour influencer l'évolution des HAP à long terme. Nous avons en effet montré une corrélation entre la fraction disponible et la fraction effectivement dissipée in situ. A l'aide d'essais d'atténuation naturelle de longue durée, nous démontrons qu'une augmentation durable du pH par chaulage entraîne le doublement de la vitesse de dissipation des HAP sur 10 ans. La modification du pH par la seule implantation d'un couvert végétal n'est pas observée lors d'essais à long terme. Le fort pouvoir tampon des sols de friches industrielles limite l'évolution de ce paramètre. Nous expliquons ainsi pourquoi une végétation spontanée ne parvient pas, en 3 ans, à affecter la vitesse de dissipation des HAP.

Afin de proposer une stratégie de remédiation utilisant des plantes cultivées, nous avons testé une espèce réputée pour sa capacité à modifier le pH et la concentration en acides organiques (notamment acide citrique) de sa rhizosphère. L'implantation de lupin blanc (Lupinus albus) sur un sol de friche contaminé par les HAP nous a permis de mettre en évidence une augmentation significative de la dissipation des HAP par rapport au même sol non végétalisé. Là encore, les résultats obtenus avec des acides organiques au laboratoire permettent au travers du choix d'une espèce végétale aux propriétés d'exsudation spécifiques de proposer un mode de gestion favorable à la dissipation de la contamination.

L'ensemble de ces résultats converge vers la nécessité d'une prise en compte indispensable des processus rhizosphériques dans la prévision du devenir à long terme des HAP dans les sols. Ils représentent une avancée significative permettant de considérer un nouveau schéma conceptuel d'évolution des HAP des sols de friches industrielles soumis aux conditions rhizosphériques. La disponibilité est la propriété clé qui contrôle cette évolution. Les éléments apportés ici démontrent l'intérêt d'une conduite des sols de friches industrielles en atténuation naturelle favorisée par le chaulage des sols et en phytoremédiation, notamment rhizodégradation, en utilisant des espèces libérant des acides organiques. Ces deux modes de gestion se traduisent par une dissipation accrue des HAP.
<figure><img src="image_75.png" /><figcaption>Figure 74 : Représentation conceptuelle des avancées concernant l'effet rhizosphérique sur la disponibilité des HAP dans un sol de friche industrielle.</figcaption></figure>

Toutefois, à l'issue de ce travail plusieurs questions restent à résoudre :

i) Compte tenu de son importance dans le contrôle de la disponibilité des HAP, le **black carbon des sols de friches industrielles devrait être mieux caractérisé**. La distinction entre charbon, goudron de houille et suie permettrait de connaître l'importance relative de ces différentes sources de HAP et de vérifier l'influence de la nature du **black carbon** sur la disponibilité des HAP. De même, la connaissance de l'évolution de ce compartiment est indispensable pour prévoir le devenir des polluants de type HAP. L'utilisation de nouveaux paramètres physiques caractérisant la stabilité des agrégats permettrait également d'améliorer l'explication de la disponibilité des HAP.

ii) La relation existant entre la fraction extraite par le Tenax et la fraction dissipée in situ doit être précisée. Cette étape est nécessaire pour valider l'extraction Tenax comme un **estimateur de la fraction potentiellement dégradée** en plus de son rôle d'**indicateur du risque** que représentent les sols de friches industrielles. Pour ce faire, le suivi de la fraction de HAP extraite par le Tenax au cours d'essais de minéralisation de longue durée permettrait de mieux caractériser la **cinétique de réalimentation du compartiment disponible**.
iii) Il est probablement encore possible d'améliorer les performances des techniques d'atténuation naturelle et de phytoremédiation des sols de friches industrielles. Des essais de longue durée en parcelles en testant la combinaison des méthodes de gestion étudiées ici et en intégrant de nouvelles permettrait une optimisation du traitement. Cette étude de l'association « chaulage / fertilisation / labour/ plantes exsudant des acides organiques » permettra de mettre en évidence la gestion la plus appropriée dans une optique de remédiation mais aussi dans une optique de stabilisation en diminuant encore la disponibilité des HAP. Cette démarche pourrait également intégrer la recherche de nouvelles espèces végétales exsudant de l'acide citrique avec une production de biomasse supérieure à celle du lupin.
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