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1 Introduction

Certains sédiments fluviaux dragués du Nord-Pas-de-Calais (Nord de la France) peuvent être pollués par des éléments traces métalliques (ETM) et des hydrocarbures aromatiques polycycliques. Pour classer un sédiment comme inerte du point de vue de la réglementation française, il faut se référer à des seuils fixés dans « l’Arrêté du 12 décembre 2014 relatif aux conditions d’admission des déchets inertes dans les installations relevant des rubriques 2515, 2516, 2517 et dans les installations de stockage de déchets inertes relevant de la rubrique 2760 de la nomenclature des installations classées » (JORF, 2014). Si les sédiments ne sont pas inertes du point de vue des seuils de l’arrêté énoncé ci-dessus, la plupart du temps, ils sont non inertes et non dangereux, c’est-à-dire qu’ils ne correspondent pas à un des 15 critères de dangerosité (HP1 à HP15) définis par le règlement européen 1357/2014/UE du 18 décembre 2014. Le caractère « non inerte » du sédiment complique fortement les possibilités de valorisation de ce matériau, d’un point de vue réglementaire mais également économique. Parfois, ce qui constitue alors la pire des solutions économiques, ils doivent être stockés dans des installations de stockage de déchet non dangereux (ISDND). Le stockage dans les ISDND est très coûteux pour les gestionnaires de voies navigables car il doit respecter des exigences de sécurité particulières et exige de grandes superficies de terrain. Pour éviter le stockage, une tentative de dépollution des sédiments est en cours de développement. L’objectif principal est de convertir les sédiments « non inertes non dangereux » en sédiments « inertes non dangereux » pour faciliter leur réutilisation. Si l’on considère un sédiment contenant uniquement des ETM au-delà des seuils réglementaires, plusieurs stratégies de traitement sont possibles : la première stratégie consiste à extraire les ETM du sédiment et la seconde stratégie consiste à stabiliser ces ETM dans une forme non mobile. Cet article présente les résultats d’une étude en laboratoire investiguant ces deux stratégies : la première par l’utilisation de l’électrocinétique pour extraire les ETM lixiviables et le seconde consistant en l’ajout d’oxyde de fer au sédiment dans l’objectif de piéger les EMT dans les oxydes de fer.

Les déchets inertes sont définis par l’article R.541-8 du Code de l’environnement (Légifrance, 2016) comme tout déchet qui ne subit aucune modification physique, chimique ou biologique significative et ne dégrade pas les matériaux avec lesquels il interagit de manière susceptible d’entraîner des dommages à l’environnement ou à la santé publique. La classification inerte est très importante pour les sédiments car cela signifie qu’ils n’ont pas besoin d’être stockés dans des décharges mais peuvent être réutilisés. Les seuils retenus pour classer les sédiments comme inertes se trouvent dans JORF (2014). Ces seuils sont notamment mesurés en utilisant un test de lixiviation selon la norme NF EN 12457-2 (AFNOR, 2002).

La technologie présentée ici est un test en laboratoire évaluant l’efficacité de l’électrocinétique pour réduire les concentrations de métaux lixiviables dans un sédiment. Elle consiste à appliquer une différence de potentiel électrique ou un courant électrique dans un milieu poreux saturé, dont l’application conduit à des phénomènes électrocinétiques (Glendinning et al., 2005). Les phénomènes électrocinétiques étudiés ici sont l’électroosmose et l’électromigration. L’application d’une différence de potentiel électrique à travers un milieu poreux provoque un écoulement électroosmotique dû au déplacement de la charge liée à la surface des particules. L’électroosmose peut être utilisée pour décontaminer les sédiments car elle transporte les polluants solubilisés hors des sédiments; elle est ainsi utilisée pour extraire les polluants des sédiments par la mobilisation de fluide interstitiel. L’électromigration, ou migration des ions, est le mouvement des ions dû à une différence de potentiel électrique. Lorsqu’une différence de potentiel électrique est appliquée, les électrodes sont polarisées : l’anode est l’électrode positive et la cathode est l’électrode négative. Le gradient de potentiel électrique fait migrer les cations (ions positifs) vers la cathode et les anions (ions de signe négatif) vers l’anode. Les ETM doivent être solubilisés pour être mobilisés par l’électroosmose et l’électromigration (Acar et Alshawabkeh, 1993). Lorsqu’une différence de potentiel électrique est appliquée, un front basique apparaît à la cathode et un front acide à l’anode. Le front acide est bénéfique pour le processus électrocinétique car il aide à solubiliser les ETM. Le front de basique, cependant, est préjudiciable au traitement électrocinétique car il provoque la précipitation des ETM.

Dans le cadre de ce travail, le traitement électrocinétique est réalisé en utilisant des géosynthétiques innovants qui tapissent les bassins et servent d’électrodes. Selon la norme NF EN ISO 10318-1, un géosynthétique est un produit dont au moins un des composants est en polymère synthétique ou naturel, sous forme de feuille, de bande ou de structure tridimensionnelle, utilisé en contact avec le sol et/ou d’autres matériaux dans les applications géotechniques et génie civil (AFNOR, 2015). Ce travail étudie un géosynthétique particulier ; à savoir, un géocomposite conçu pour filtrer et drainer. Selon la norme NF EN ISO 10318-1, les géocomposites sont des matériaux manufacturés, assemblés qui utilisent au moins un produit géosynthétique comme composant (AFNOR, 2015). Les géocomposites ont déjà été fonctionnalisés pour leur permettre de jouer un rôle actif dans l’essorage des boues (Bourgès-Gastaud et al., 2015 ; Glendinning et al., 2005). Les géocomposites innovants utilisés dans le présent travail sont fonctionnalisés en ajoutant des fils électriques à leur structure pour leur permettre de jouer un rôle actif dans la dépollution. Les électrodes sont positionnées horizontalement de sorte que les géocomposites tapissent le fond du bassin et une électrode surfacique recouvre la surface supérieure des sédiments. L’écoulement électrocinétique se fait dans la direction de l’écoulement gravitationnel et une alimentation constante en eau est fournie à la surface (c’est-à-dire l’anode) pour permettre un écoulement permanent pendant le traitement électrocinétique. Le flux traverse les sédiments pour solubiliser les ETM et les extraire.

L’efficacité du traitement électrocinétique en termes de migration des ETM est évaluée en comparant les concentrations initiales dans les sédiments avec les concentrations finales dans les sédiments après traitement électrocinétique. Dans cet article, l’efficacité de l’électrocinétique pour réduire la concentration d’ETM est comparée à une autre méthode de traitement consistant en l’ajout d’une certaine quantité d’hydroxyde de fer au sédiment, dans l’objectif de stabiliser sous une forme non mobile les ETM lixiviables.

2 Matériels et méthode

2.1 Sédiments

Les sédiments pollués proviennent d’un bassin de stockage situé dans la ville de Noyelle-sous-Lens, dont les coordonnées WGS 84 sont : latitude : 50,43450, longitude : 2,85935. Ces sédiments ont été choisis pour cette étude car ils sont non inertes et contiennent des concentrations d’ETM en lixiviation qui sont au-dessus des seuils réglementaires. La section 2.5 détaille les techniques analytiques utilisées pour la caractérisation chimique des sédiments. Pour tenir compte de l’hétérogénéité des sédiments, trois répliques de chaque échantillon testé en laboratoire ont été caractérisées.

2.2 Géocomposite électrocinétique et anode

Le géocomposite étudié a plusieurs fonctions intrinsèques :

• la filtration, qui consiste à retenir le sol ou d’autres particules soumises à des forces hydrodynamiques tout en permettant le passage de fluides à travers ou au sein d’un matériau géosynthétique (AFNOR, 2015). Dans le géocomposite, la filtration est assurée par un filtre géotextile non tissé aiguilleté. L’efficacité d’un géotextile pour filtrer des boues a été étudiée par de nombreux auteurs (Bourgès-Gastaud et al., 2014 ; Delmas et al., 2016 ; Kutay et Aydilek 2005 ; Moo-Young et Tucker 2002 ; Muthukumaran et Ilamparuthi 2006). Le géocomposite utilisé dans le présent travail, comportant notamment un filtre géotextile non tissé aiguilleté et une partie de l’âme drainante de même nature, a été choisi de telle sorte que l’ouverture de filtration du filtre permette de filtrer la quasi-totalité des fines aux premiers instants de la filtration, avant l’apparition d’un « filter-cake » ;

• le drainage, qui est la collecte et le transport des eaux pluviales, souterraines et/ou autres fluides dans le plan d’un géosynthétique (AFNOR, 2015). Le drainage a été effectué à travers une âme drainante non tissé aiguilleté et des drains de 25 mm de diamètre.

En plus de ses fonctions intrinsèques, le géocomposite a été fonctionnalisé par la technologie de l’électrocinétique pour lui permettre de faire migrer les ETM et d’assécher activement les sédiments. Ceci a été réalisé en ajoutant une électrode en acier galvanisé sous forme filaire de section transversale de 35 mm². L’électrode en forme de fil a été placée dans le même gousset que le drain (voir Fig. 1a). Le tableau 1 répertorie les caractéristiques du géocomposite.

L’anode est en titane revêtu d’un oxyde de métal mixte pour la résistance à la corrosion. L’anode a la forme d’une grille (voir Fig. 1).

Fig. 1 (a) Géocomposite innovant. (b) Photographie de l’anode. (a) Innovative geocomposite. (b) Photograph of anode.

2.3 Cellule expérimentale pour le traitement par électrocinétique

Une cellule expérimentale développée pour cette étude a été utilisée pour les expériences présentées. La cellule a été conçue pour simuler les conditions de dépollution dans un bassin. La cellule doit donc permettre le traitement d’une épaisseur importante de sédiment (l’épaisseur attendue des sédiments dans le bassin est de 1 m) et avoir une surface drainante similaire à la surface de drainage d’un drain (0,25 m est l’espacement minimum entre les drains). La figure 2 montre un diagramme schématique de l’expérience. La cellule expérimentale mesure 0,25 m de largeur sur 0,35 m de longueur et 0,65 m de hauteur. Le géocomposite tapisse le fond de la cellule et la surface des sédiments est tapissée par l’anode.

Fig. 2 Diagramme schématique montrant le principe de la cellule expérimentale. Schematic diagram showing principle of experimental cell.

2.4 Procédure expérimentale pour le traitement par électrocinétique

La cellule expérimentale a servi pour deux expériences : une de 3 mois (DPED03) et une de 6 mois (DPED06). L’objectif des expériences est de déterminer comment le traitement électrocinétique affecte les ETM dans les sédiments.

Par couches successives, 60 kg de sédiments avec une siccité (SC) initiale de 50 % ont été introduits dans la cellule. Au préalable, les sédiments ont été tamisés à travers un tamis de 6 mm pour éliminer les grosses particules puis réhumidifiés avec de l’eau distillée pour obtenir une teneur en solide « SC » de 50 %. La SC a été caractérisée en mesurant la teneur en eau dans un four à 55 °C pendant trois jours, puis en utilisant l’équation suivante :$$\text{SC}=\frac{\text{masse des graines}}{\text{masse des grains}+\text{masse du liquide}}\times 100\%\mathrm{.}$$(1)

Un niveau d’eau constant a été maintenu à l’anode pour faciliter l’électromigration et assurer la continuité de l’électrocinétique dans le temps. Le traitement électrocinétique est appliqué en appliquant une tension de 50 V entre la cathode et l’anode, produisant un gradient électrique d’environ 1 V/cm. À la fin du processus électrocinétique, la cellule a été démontée. En fonction de l’hétérogénéité des résultats, les sédiments ont été divisés en sept couches (voir Fig. 3a et c) étiquetées A–G (voir Tab. 3), l’épaisseur étant ajustée pour affiner les mesures autour des hétérogénéités. Le pH final a été mesuré dans chaque couche des sédiments, avec une sonde pH pour sol (sonde pH sol 2 PORE STEEL T fournie par le laboratoire Humeau) (voir Fig. 3d), ce qui a permis de suivre l’évolution spatiale bidimensionnelle (2D) de ce paramètre sur trois plans sur l’épaisseur des sédiments ([voir Fig. 3b], seule la représentation 2D du plan II est tracée dans ce papier). La concentration finale des ETM (antimoine [Sb], arsenic [As], cadmium [Cd], cuivre [Cu], nickel [Ni], plomb [Pb] et zinc [Zn]) est mesurée sur chaque couche car ce sont ces éléments qui sont considérés comme des polluants par la réglementation et sont présents dans les sédiments de cette étude.

Fig. 3 Démontage de la cellule expérimentale : (a) couches sur l’épaisseur des sédiments ; (b) : profils 2D des sédiments ; (c) photographie des couches représentées sur la figure (a) ; (d)  pH mesuré dans chaque couche. Disassembly of the experimental apparatus: (a) layers on sediments thickness; (b)  2D profiles of sediment; (c)  photograph of layers shown in panel (a); (d)  pH measurement in each layer.

2.5 Analyses chimiques

Différentes analyses chimiques ont été effectuées par un laboratoire externe (Eurofins) sur l’ensemble de l’échantillon avant et après les expériences d’électrodépollution (sur chaque couche de l’échantillon c’est-à-dire de A à G) et après les expériences de traitement avec les oxydes de fer :

• sur la partie solide (sédiments) : concentration totale des ETM. Cette analyse a été réalisée après digestion acide (minéralisation aqua regia eau : bloc chauffant) selon les normes NF EN ISO 11885 (AFNOR, 2009) et NF EN 13346 méthode B ;

• après un test de lixiviation des sédiments normalisé, selon la norme NF EN 12457-2 (AFNOR, 2002), la concentration des différentes ETM a été dosée dans l’éluat. Cette procédure utilisant un essai de lixiviation permet de déterminer, en dehors des conditions de terrain, la concentration des ETM libérés lors d’un écoulement de l’eau à travers les sédiments.

2.6 Traitement des sédiments par ajout d’hydroxyde de fer

Les hydroxydes de fer ont la capacité de piéger des ETM en les faisant passer d’une forme mobile à une forme non mobile. Pour comparer l’efficacité du traitement par électrocinétique avec le traitement utilisant des hydroxydes de fer, les sédiments ont été traités avec différents pourcentages de Bauxaline, qui est le matériau résidu issu de l’extraction de l’hydrate d’alumine à partir du minerai de bauxite (procédé Bayer). Ce matériau, classé comme non dangereux (Inéris, 2018), contient essentiellement de l’oxyde de fer (d’où sa couleur rouge), de la silice (sable) et de l’oxyde de titane. Ce matériau de traitement a été fourni par l’usine de production d’alumine Alteo Gardanne (Bouches-du-Rhône). Cette Bauxaline se présente sous la forme d’une poudre déshydratée. Deux types de Bauxaline ont été testés : une Bauxaline non modifiée (qui devient une boue basique lorsque la poudre est saturée en eau) et une Bauxaline modifiée (tamponnée en pH c’est-à-dire qu’elle devient une boue moyennement basique quand elle est saturée en eau). Le sédiment était humide, avec une mouture granulaire avec des particules de taille allant de 1 à 6 mm, et sa teneur en eau a été déterminée. Il a été appliqué au sédiment testé des dosages de 5 et 10 % de Bauxaline (modifiée et non modifiée), les pourcentages étant calculés par rapport à la masse sèche du sédiment. L’ajout de Bauxaline a été réalisé dans un malaxeur/mélangeur électrique de grande capacité (> 10 kg) et le mélange a été réalisé pendant 10 min. Une fois le mélange réalisé, les échantillons ont été conditionnés dans des contenants hermétiques en vue des analyses chimiques.

3 Résultats et discussion

3.1 Caractérisation initiale des sédiments

Les tableaux 2 et 3 donnent les concentrations initiales des éléments chimiques présents dans les sédiments (Tab. 2) et dans le lixiviat après l’essai de lixiviation (Tab. 3). Pour tenir compte de l’hétérogénéité des sédiments, les résultats rapportés sont la moyenne de trois répétitions pour chaque échantillon.

3.2 Évolution du pH dans les expériences d’électrodépollution

La figure 4 montre un profil de pH 2D qui montre une région acide (pH ≈ 2) près de l’anode et une région basique (pH ≈ 12) près de la cathode. L’évolution du front acide est homogène car l’anode recouvre tout le plan sédimentaire, d’où un champ électrique homogène. Le front basique se présente en forme de cloche car la structure filaire de la cathode modifie le champ électrique. La région acide est d’environ 5 cm d’épaisseur pour l’expérience DPED06 et de 3 cm d’épaisseur pour l’expérience DPED03 (voir Fig. 4). La région basique est plus grande pour DPED06 que pour DPED03. Sur les photographies de la figure 4, cette différence est plus notable car la région basique est plus sombre.

Fig. 4 Profil spatial 2D du pH dans le plan vertical des sédiments et photographie de la cellule après expérience. 2D spatial profile of pH in vertical plane through sediments and photograph of the cell after experiment.

3.3 Analyses chimiques dans les expériences d’électrodépollution

Chaque expérience comprend des analyses chimiques de chacune des sept couches de sédiments. Pour chaque expérience, le tableau 4 donne l’épaisseur de chacune des sept couches de sédiments. Les sédiments peuvent être divisés en trois zones de pH qui sont les suivantes :

• le surnageant à l’anode et la zone acide (zone 1, composée de la couche A), de pH ≈ 2 ;

• le sédiment (zone 2, composée des couches B–D), de pH ≈ 7 ;

• la zone basique (zone 3, composée des couches E–G), de pH ≈ 12.

3.3.1 Analyse des ETM après les expériences d’électrodépollution

La figure 5 montre la concentration normalisée dans les sédiments des ETM dans les différentes couches. Cd, Cu, Ni et Zn présentent clairement un comportement cationique dans la couche acide, ce qui signifie que les ETM sont présents sous forme cationique et se déplacent de l’anode à la cathode sous l’influence de l’électromigration et l’électroosmose. Le Zn est sous forme cationique même au niveau de la zone neutre de l’échantillon. Ce comportement peut être lié à leur forme dans le sédiment. Une forme cationique de Cd, Cu, Ni et Zn pourrait expliquer la diminution de la concentration de ces ETM de 50 à 80 % dans la couche acide. Les couches avec des conditions basiques et les conditions initiales de pH ne voient aucun changement dans la concentration dans les sédiments pour Cd, Cu, Ni et Zn. Enfin, les autres ETM (Sb, As et Pb) ne présentent aucun changement notable de concentration.

Fig. 5 Profil spatial montrant la concentration des ETM dans l’épaisseur des sédiments. L’axe des x montre la concentration normalisée (concentration finale/concentration initiale), et l’axe des y montre l’épaisseur normalisée des sédiments (0 est la cathode et 1 est l’anode). Spatial profile showing concentration of trace metals in sediment in the thickness of sediment. The x-axis shows the normalized concentration (final concentration/initial concentration), and the y-axis shows the normalized sediment thickness (0 is the cathode and 1 is the anode).

3.3.2 Analyse de la concentration des ETM dans les lixiviats après les expériences d’électrodépollution

La figure 6 montre la concentration normalisée des ETM dans le lixiviat sur toute l’épaisseur des sédiments après lixiviation. Les concentrations normalisées de Sb et Cu dans le lixiviat sont les mêmes dans les couches acide et neutre mais augmentent dans les couches basiques de l’ordre de 2,5 et 2, respectivement. Les concentrations normalisées d’As et de Pb dans le lixiviat restent inférieures à la limite de détection dans toutes les couches de sédiments. Les concentrations normalisées de Cd et Zn dans le lixiviat augmentent de quatre et dix fois, respectivement, dans la couche acide et diminuent en dessous de la limite de détection dans les couches basiques. La concentration normalisée de Ni dans le lixiviat est multipliée par quatre dans les couches basiques. La tendance du Cd et du Zn dans les lixiviats est opposée à celle dans les sédiments : ils sont plus concentrés à l’anode qu’à la cathode. Ce résultat pourrait être expliqué par (i)  la précipitation de Cd et Zn (sous une forme insoluble) dans la région de la cathode en raison des conditions de pH basique et (ii)  la dissolution dans la région anodique en raison de la condition de pH acide.

Cependant, Ni et Cu, qui auraient dû précipiter dans la région basique, sont présents en fortes concentrations dans le lixiviat. Ce comportement de Cu et Ni dans la région basique pourrait s’expliquer par l’effet de compétition sur l’adsorption ou les précipitations, qui a été observé dans certaines études lorsque diverses espèces sont en compétition. L’ordre de sélectivité est Pb > Cu > Zn > Cd pour les précipitations et Pb > Cu > Zn > Cd > Ni pour l’adsorption (Lu et Xu 2009 ; Srivastava et al., 2005 ; Yong et Phadungchewit, 1993). Ouki et Kavannagh (1999) ont constaté une sélectivité d’adsorption de Pb > Cd > Zn > Cu > Ni pour la zéolite naturelle. Dans notre cas, nous supposons une sélectivité de Pb > Cd > Zn > Cu > Ni pour expliquer le fait que Cu et Ni ne précipitent pas et apparaissent à des concentrations élevées dans le lixiviat.

Fig. 6 Profil spatial de concentration normalisée des ETM dans les lixiviats mesurée selon la norme NF EN 12457-2 (AFNOR, 2002) à travers l’épaisseur des sédiments. Les axes x et y : concentration normalisée = (concentration finale/concentration initiale) et axe y : épaisseur normalisée des sédiments (0 est la cathode et 1 est l’anode). Spatial profile of normalised concentration of trace metals in leachate measured as per the standard NF EN 12457-2 (AFNOR, 2002) through the thickness of sediment. The x- and y-axis: normalized concentration = (final concentration/initial concentration) and y-axis: normalized sediment thickness (0 is the cathode and 1 is the anode).

3.4 Comparaison avec le traitement des sédiments par la Bauxaline

Le tableau 5 présente les concentrations des ETM dans les lixiviats (après essai de lixiviation) des sédiments traités avec 5 % et 10 % de Bauxaline non modifiée et 5 et 10 % de Bauxaline modifiée.

Pour certains EMT, tels que Cd et Zn, il est observé une diminution significative des concentrations après traitement (avec de petites différences selon le dosage appliqué). Pour l’élément Cu, il n’est pas observé de modification particulière (mais cet élément présentait initialement une concentration près de dix fois sous le seuil réglementaire classifiant un matériau comme inerte. Enfin, pour l’antimoine Sb, dont la concentration initiale se trouvait supérieure à celle du seuil, il est observé une légère diminution de la concentration, mais des essais complémentaires sont nécessaires pour attester ou non de l’efficacité réelle du traitement à la Bauxaline pour stabiliser cet élément.

4 Conclusion

Cette étude compare deux méthodes pour la dépollution des ETM présents dans sédiments dragués : une méthode utilisant des géocomposites innovants fonctionnalisés par des électrodes et une méthode consistant en l’ajout d’une poudre contenant majoritairement des oxydes de fer. Une cellule expérimentale est développée pour simuler en laboratoire les conditions réelles du traitement électrocinétique sur le terrain. Les résultats des expériences DPED03 et DPEP06 (correspondant respectivement à 3 et 6 mois de traitement électrocinétique) montrent qu’un traitement électrocinétique utilisant le géocomposite innovant modifie physiquement et chimiquement les sédiments. En effet, un pH acide s’est développé à l’anode et a atteint 0,05 m d’épaisseur (pendant 6 mois de traitement électrocinétique) et un front basique s’est développé au niveau de la cathode et a atteint 0,20 m d’épaisseur (pendant 6 mois de traitement électrocinétique).

L’effet du traitement électrocinétique sur les ETM est complexe et dépend notamment des conditions de pH. Pour les concentrations des ETM dans les sédiments, le traitement électrocinétique a plus d’effet sur Cd, Ni et Zn dans la zone acide avec une réduction de plus de 50 % de leur concentration dans les sédiments. Pour la concentration des ETM dans le lixiviat (après essai de lixiviation), le traitement électrocinétique a des effets bénéfiques ou néfaste pour les ETM en fonction du pH (réduction sous la limite de détection la concentration de Zn et Cd dans la zone basique et augmentation de leur concentration dans la zone acide). En conclusion, le traitement électrocinétique est complexe (car hétérogène dans l’échantillon) et suppose des essais préliminaires en laboratoire avant d’appliquer cette technique sur site. Elle peut être efficace pour certains métaux, mais, selon les 2 expériences réalisées, pas pour d’autres. En revanche, après 6 mois de traitement, il n’a pas été observé de métal complètement extrait du sédiment testé, ce qui suppose une étude spécifique concernant la durée (et par implication les coûts énergétiques) pour l’application d’une telle méthode sur site.

Le traitement à base de Bauxaline montre des résultats encourageants notamment pour certains métaux comme le cadmium et le zinc qui semblent passer d’une forme mobile (lixiviable) à une forme moins mobile (non lixiviable). L’effet de ce traitement sur l’antimoine est moins évident (a priori peu d’effet), mais, comme tenu de l’hétérogénéité des espèces présentes dans les sédiments, des essais complémentaires sont nécessaires pour conclure.

Remerciements

Les auteurs remercient chaleureusement tous les membres du projet français VALSSINNOV soutenu par BPI France (AnteaGroup, Inrae, VNF, Vinci Terrassement et Afitexinov). Le projet VALSSINNOV vise à développer une méthode innovante et alternative de gestion à terre des sédiments non dangereux et non inertes considérés comme des déchets difficiles à valoriser, grâce au développement, entre autres, de géosynthétiques actifs, combinant quatre fonctions : la dépollution, filtration, drainage et renforcement.

Références

Liste des tableaux

Liste des figures

	Fig. 1 (a) Géocomposite innovant. (b) Photographie de l’anode. (a) Innovative geocomposite. (b) Photograph of anode.
Dans le texte

	Fig. 2 Diagramme schématique montrant le principe de la cellule expérimentale. Schematic diagram showing principle of experimental cell.
Dans le texte

Fig. 3 Démontage de la cellule expérimentale : (a) couches sur l’épaisseur des sédiments ; (b) : profils 2D des sédiments ; (c) photographie des couches représentées sur la figure (a) ; (d)  pH mesuré dans chaque couche. Disassembly of the experimental apparatus: (a) layers on sediments thickness; (b)  2D profiles of sediment; (c)  photograph of layers shown in panel (a); (d)  pH measurement in each layer.

Dans le texte

	Fig. 4 Profil spatial 2D du pH dans le plan vertical des sédiments et photographie de la cellule après expérience. 2D spatial profile of pH in vertical plane through sediments and photograph of the cell after experiment.
Dans le texte

Fig. 5 Profil spatial montrant la concentration des ETM dans l’épaisseur des sédiments. L’axe des x montre la concentration normalisée (concentration finale/concentration initiale), et l’axe des y montre l’épaisseur normalisée des sédiments (0 est la cathode et 1 est l’anode). Spatial profile showing concentration of trace metals in sediment in the thickness of sediment. The x-axis shows the normalized concentration (final concentration/initial concentration), and the y-axis shows the normalized sediment thickness (0 is the cathode and 1 is the anode).

Dans le texte

Fig. 6 Profil spatial de concentration normalisée des ETM dans les lixiviats mesurée selon la norme NF EN 12457-2 (AFNOR, 2002) à travers l’épaisseur des sédiments. Les axes x et y : concentration normalisée = (concentration finale/concentration initiale) et axe y : épaisseur normalisée des sédiments (0 est la cathode et 1 est l’anode). Spatial profile of normalised concentration of trace metals in leachate measured as per the standard NF EN 12457-2 (AFNOR, 2002) through the thickness of sediment. The x- and y-axis: normalized concentration = (final concentration/initial concentration) and y-axis: normalized sediment thickness (0 is the cathode and 1 is the anode).

Dans le texte