Chapitre I
Rappels bibliographiques
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A. 2.7. Facteurs contrôlant la rétention des métaux lourds
Les métaux lourds dans les sédiments ne sont pas fixés d’une manière permanente, ainsi leur
rétention et leur relargage sont influencés par des facteurs de nature physico-chimiques tels
que le pH et le potentiel redox (Eh). Le changement de ces conditions modifie la spéciation
chimique des éléments métalliques et par conséquent, leur mobilité. Les contaminants
associés aux particules peuvent donc retourner dans la phase aqueuse sous l’effet de processus
physiques (diffusion) ou chimique (adsorption). Les organismes vivants modifient également
les caractéristiques physiques et chimiques du milieu (biodégradation, bioturbation, …), ils
accumulent les contaminants à partir des phases aqueuses et particulaires pour adsorption
(Bonnet, 2000).
De ce fait, la mesure du pH en conjonction avec celle de l’Eh peut permettre de déterminer la
répartition des éléments métalliques entre les différentes fractions du sédiment.
a. Influence du pH
La variation du pH est le facteur dont l’action sur la mobilité des métaux est la plus
déterminante. Dans les sédiments, le pH dépend de l’activité biologique et de la
capacité tampon du système : carbonates (équilibres Co 3
2/HCO 3
-
, …) [Bonnet, 2000],
les ions échangeables, les argiles et les hydroxydes d’aluminium (Track, 1996).
L’activité de la solution des sédiments entraine la mise en solution des sels
métalliques, la mise en solution des phases de rétention, la désorption de cations et
l’adsorption des anions (Lions, 2004).
De ce fait, l’oxydation des sulfures en sulfates entraine une réduction du pH (Track,
1997), qui est proportionnelle au pouvoir tampon (Peltola, 2002). La dénitrification
(réduction des nitrates en azote) entraine également une diminution du pH (Bonnet,
2000). Les métaux et les metalloïdes sous forme anionique voient leurs concentrations
augmenter dans les phases aqueuses quand le pH augmente (Bonnet, 2000). A
l’inverse, la solubilité des métaux lourds cationiques dans les solides augmente avec la
diminution du pH (Kedziorek, 1996).
Par exemple, le minimum de solubilité des hydroxydes est très bas (< 10
-7 M) et situé à
pH >8,5 dans le cas du Cd, Zn, Cu, Ni, Cr (III), il est nettement plus haut pour le Pb
(10
-6 M à pH=9,2) (Bourg, 1995 in Blanchard, 2000).
Les métaux lourds peuvent être remobilisés si les conditions environnementales sont
modifiées. Il existe un pH en dessous duquel les métaux peuvent être relargés. Ce pH
diffère selon le métal considéré : pH=4 pour le plomb, pH=5 pour le cuivre, pH=5,5
pour le zinc et pH=6 pour le cadmium (Homburg et Brunmer, 1989 in Martenelli,
1999).
Le pH influence également fortement le phénomène d’adsorption entre les particules
du sédiment et les éléments métalliques, et ce en déterminant la charge de surface des
particules solides (Evans, 1989). Ainsi un pH acide induit la libération de protons dont
l’association avec la surface, confère au milieu une charge positive, tandis que la
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A. 2.7. Facteurs contrôlant la rétention des métaux lourds
Les métaux lourds dans les sédiments ne sont pas fixés d’une manière permanente, ainsi leur
rétention et leur relargage sont influencés par des facteurs de nature physico-chimiques tels
que le pH et le potentiel redox (Eh). Le changement de ces conditions modifie la spéciation
chimique des éléments métalliques et par conséquent, leur mobilité. Les contaminants
associés aux particules peuvent donc retourner dans la phase aqueuse sous l’effet de processus
physiques (diffusion) ou chimique (adsorption). Les organismes vivants modifient également
les caractéristiques physiques et chimiques du milieu (biodégradation, bioturbation, …), ils
accumulent les contaminants à partir des phases aqueuses et particulaires pour adsorption
(Bonnet, 2000).
De ce fait, la mesure du pH en conjonction avec celle de l’Eh peut permettre de déterminer la
répartition des éléments métalliques entre les différentes fractions du sédiment.
a. Influence du pH
La variation du pH est le facteur dont l’action sur la mobilité des métaux est la plus
déterminante. Dans les sédiments, le pH dépend de l’activité biologique et de la
capacité tampon du système : carbonates (équilibres Co 3
2/HCO 3
-
, …) [Bonnet, 2000],
les ions échangeables, les argiles et les hydroxydes d’aluminium (Track, 1996).
L’activité de la solution des sédiments entraine la mise en solution des sels
métalliques, la mise en solution des phases de rétention, la désorption de cations et
l’adsorption des anions (Lions, 2004).
De ce fait, l’oxydation des sulfures en sulfates entraine une réduction du pH (Track,
1997), qui est proportionnelle au pouvoir tampon (Peltola, 2002). La dénitrification
(réduction des nitrates en azote) entraine également une diminution du pH (Bonnet,
2000). Les métaux et les metalloïdes sous forme anionique voient leurs concentrations
augmenter dans les phases aqueuses quand le pH augmente (Bonnet, 2000). A
l’inverse, la solubilité des métaux lourds cationiques dans les solides augmente avec la
diminution du pH (Kedziorek, 1996).
Par exemple, le minimum de solubilité des hydroxydes est très bas (< 10
-7 M) et situé à
pH >8,5 dans le cas du Cd, Zn, Cu, Ni, Cr (III), il est nettement plus haut pour le Pb
(10
-6 M à pH=9,2) (Bourg, 1995 in Blanchard, 2000).
Les métaux lourds peuvent être remobilisés si les conditions environnementales sont
modifiées. Il existe un pH en dessous duquel les métaux peuvent être relargés. Ce pH
diffère selon le métal considéré : pH=4 pour le plomb, pH=5 pour le cuivre, pH=5,5
pour le zinc et pH=6 pour le cadmium (Homburg et Brunmer, 1989 in Martenelli,
1999).
Le pH influence également fortement le phénomène d’adsorption entre les particules
du sédiment et les éléments métalliques, et ce en déterminant la charge de surface des
particules solides (Evans, 1989). Ainsi un pH acide induit la libération de protons dont
l’association avec la surface, confère au milieu une charge positive, tandis que la