Chapitre I : Synthèse bibliographique
22
A- Variations du pH :
Dans les sédiments, le pH est contrôlé à la fois par les activités biologiques et par la capacité
tampon du système (équilibre CO 3
-2
/ HCO 3
-
) (Bonnet, 2000).
Le pH a un rôle important sur la mobilité des polluants. En effet, une baisse de pH s’accompagne
d’une dissolution des carbonates et donc d’une libération des ions métalliques.
Elle peut aussi entraîner directement la solubilisation des métaux. Au contraire, une
augmentation du pH favorise l’immobilisation des métaux. Aussi, le rôle du pH est primordial
pour le phénomène d’adsorption/désorption et il est généralement admis que l’adsorption
augmente avec l’augmentation du pH (Robbe et Marchandise, 1982 et Robbe et al, 1985) et
diminue avec sa diminution (Mc Duffie et al, 1976) ; ainsi (Farrah et Pickering 1980) ont
constaté que les argiles fixent d’avantage les métaux lorsque le pH augmente et dépasse les
limites de précipitation des hydroxydes métalliques.
L’acidification de la phase aqueuse se produit naturellement par la dissolution du CO 2 ,
l’oxydation de l’ammonium en nitrate, des sulfures en sulfates et la production d’acides
organiques (Quantin, 2001).
Lors de la diagenèse précoce, les réactions de dégradation de la matière organique ainsi que
certaines réactions secondaires peuvent également entraîner des variations de pH.
Les facteurs anthropiques entraînant des modifications du pH sont notamment les apports en
fertilisants, les pluies acides, à proximité des zones industrielles, et le drainage des sites miniers
(Quantin, 2001 ; Miller et Orbock Miller, 2007).
L’augmentation de l’activité des ions H+ diminue les charges négatives à la surface de la matière
organique, des particules d’argile et des oxydes de fer et de manganèse et augmente la solubilité
des précipités tels que les sulfures (Quantin, 2001 ; Miller et Orbock Miller, 2007 ; Du Laing et
al, 2008). Des processus de désorption ou de dissolution auront tendance à entraîner le relargage
des cations métalliques depuis le sédiment vers la phase dissoute, lorsque le pH diminue.
Inversement, une augmentation du pH conduit à la sorption des cations et à la désorption des
anions et des métaux de transition et métalloïdes présents sous forme d’oxydations (Bourg et
Loch, 1995; Bonnet, 2000; Quantin, 2001 et Miller et Orbock Miller, 2007).
Quantin (2001) note cependant que la dissolution de ces phases conduit à la consommation et à
la neutralisation des protons. L’augmentation des concentrations en solution est alors favorable à
la précipitation de nouvelles phases minérales sur lesquelles vont pouvoir s’adsorber les métaux
traces.
B- Variations du potentiel d’oxydo-réduction ∆E :
Le potentiel d’oxydo-réduction ou potentiel rédox (Eh, exprimé généralement en millivolts)
mesure l’aptitude à l’oxydation ou à la réduction d’une solution et permet de déterminer les
possibilités de mise en solution ou de précipitation de divers composés minéraux présents dans
les sédiments (Ramade, 1998 et Du Laing et al, 2008). Un apport important en nutriment, associé
à un phénomène d’eutrophisation, peut entraîner des changements de potentiel. Sur des périodes
de temps plus courtes, la remise en suspension du sédiment peut faire passer les particules d’un
milieu sédimentaire (réduit) à la colonne d’eau (oxygénée) (Miller et Orbock Miller, 2007).
La dégradation de la matière organique par les bactéries lors de la diagenèse précoce entraîne
une diminution du potentiel d’oxydo-réduction.
Le gradient d’oxydo-réduction est spécifique à chaque milieu et fonction du flux de matière
organique arrivant sur le fond (Cossa et Lassus, 1989). Les effets d’un changement des
conditions redox sur la mobilité d’un élément trace métallique sont complexes. Certains métaux
comme le chrome ou le cuivre sont directement affectés par des changements de potentiel et
voient leur degré d’oxydation évoluer (par exemple CrVI / CrIII ou CuII / CuI) tandis que d’autres
métaux ne le sont pas dans la gamme de potentiel redox observée communément dans le milieu
naturel. Le devenir des ETM est cependant influencé de manière indirecte par la solubilisation
des phases porteuses.
Ainsi, des conditions réductrices favorisent la solubilisation des oxydes de fer et de manganèse
(FeIII / FeII et de MnIV / MnII) et donc des métaux qui leur sont associés.
22
A- Variations du pH :
Dans les sédiments, le pH est contrôlé à la fois par les activités biologiques et par la capacité
tampon du système (équilibre CO 3
-2
/ HCO 3
-
) (Bonnet, 2000).
Le pH a un rôle important sur la mobilité des polluants. En effet, une baisse de pH s’accompagne
d’une dissolution des carbonates et donc d’une libération des ions métalliques.
Elle peut aussi entraîner directement la solubilisation des métaux. Au contraire, une
augmentation du pH favorise l’immobilisation des métaux. Aussi, le rôle du pH est primordial
pour le phénomène d’adsorption/désorption et il est généralement admis que l’adsorption
augmente avec l’augmentation du pH (Robbe et Marchandise, 1982 et Robbe et al, 1985) et
diminue avec sa diminution (Mc Duffie et al, 1976) ; ainsi (Farrah et Pickering 1980) ont
constaté que les argiles fixent d’avantage les métaux lorsque le pH augmente et dépasse les
limites de précipitation des hydroxydes métalliques.
L’acidification de la phase aqueuse se produit naturellement par la dissolution du CO 2 ,
l’oxydation de l’ammonium en nitrate, des sulfures en sulfates et la production d’acides
organiques (Quantin, 2001).
Lors de la diagenèse précoce, les réactions de dégradation de la matière organique ainsi que
certaines réactions secondaires peuvent également entraîner des variations de pH.
Les facteurs anthropiques entraînant des modifications du pH sont notamment les apports en
fertilisants, les pluies acides, à proximité des zones industrielles, et le drainage des sites miniers
(Quantin, 2001 ; Miller et Orbock Miller, 2007).
L’augmentation de l’activité des ions H+ diminue les charges négatives à la surface de la matière
organique, des particules d’argile et des oxydes de fer et de manganèse et augmente la solubilité
des précipités tels que les sulfures (Quantin, 2001 ; Miller et Orbock Miller, 2007 ; Du Laing et
al, 2008). Des processus de désorption ou de dissolution auront tendance à entraîner le relargage
des cations métalliques depuis le sédiment vers la phase dissoute, lorsque le pH diminue.
Inversement, une augmentation du pH conduit à la sorption des cations et à la désorption des
anions et des métaux de transition et métalloïdes présents sous forme d’oxydations (Bourg et
Loch, 1995; Bonnet, 2000; Quantin, 2001 et Miller et Orbock Miller, 2007).
Quantin (2001) note cependant que la dissolution de ces phases conduit à la consommation et à
la neutralisation des protons. L’augmentation des concentrations en solution est alors favorable à
la précipitation de nouvelles phases minérales sur lesquelles vont pouvoir s’adsorber les métaux
traces.
B- Variations du potentiel d’oxydo-réduction ∆E :
Le potentiel d’oxydo-réduction ou potentiel rédox (Eh, exprimé généralement en millivolts)
mesure l’aptitude à l’oxydation ou à la réduction d’une solution et permet de déterminer les
possibilités de mise en solution ou de précipitation de divers composés minéraux présents dans
les sédiments (Ramade, 1998 et Du Laing et al, 2008). Un apport important en nutriment, associé
à un phénomène d’eutrophisation, peut entraîner des changements de potentiel. Sur des périodes
de temps plus courtes, la remise en suspension du sédiment peut faire passer les particules d’un
milieu sédimentaire (réduit) à la colonne d’eau (oxygénée) (Miller et Orbock Miller, 2007).
La dégradation de la matière organique par les bactéries lors de la diagenèse précoce entraîne
une diminution du potentiel d’oxydo-réduction.
Le gradient d’oxydo-réduction est spécifique à chaque milieu et fonction du flux de matière
organique arrivant sur le fond (Cossa et Lassus, 1989). Les effets d’un changement des
conditions redox sur la mobilité d’un élément trace métallique sont complexes. Certains métaux
comme le chrome ou le cuivre sont directement affectés par des changements de potentiel et
voient leur degré d’oxydation évoluer (par exemple CrVI / CrIII ou CuII / CuI) tandis que d’autres
métaux ne le sont pas dans la gamme de potentiel redox observée communément dans le milieu
naturel. Le devenir des ETM est cependant influencé de manière indirecte par la solubilisation
des phases porteuses.
Ainsi, des conditions réductrices favorisent la solubilisation des oxydes de fer et de manganèse
(FeIII / FeII et de MnIV / MnII) et donc des métaux qui leur sont associés.