Chapitre I : Synthèse bibliographique
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A l’inverse, une augmentation du potentiel rédox entraîne une oxydation des sulfures (AVS) et la
libération des métaux associés vers la phase dissoute (Chapman et al, 1998 et Geffard, 2001). La
capacité des métaux à se lier aux substances humiques peut également être affectée par des
changements des conditions oxydo-réductrices (Du Laing et al, 2008).
Les cycles biogéochimiques des éléments traces sont généralement contrôlés par ces conditions
redox dans le milieu. Le manganèse est un bon exemple.
Dans un milieu oxydant, le manganèse est sous une forme particulaire MnO 2 (s) alors que dans
un environnement réducteur, il est sous forme dissoute Mn
+2
(Overnell et al, 2002; Roitz et al,
2002 et Rue et al, 1997).
C- Influence des agents complexants et de la salinité :
Les agents complexants peuvent être organiques (acides humiques et fulviques, NTA, EDTA,
oxalate …) ou inorganiques (Cl
-
, SO 4
-2
, OH
-
…), et provenir de sources naturelles ou
anthropiques. Ces ligands ont la capacité de former des complexes plus ou moins stables avec les
métaux traces.
Lorsque ces ligands sont solubles dans l’eau, ils peuvent favoriser le passage ainsi que le
maintien des métaux en solution (Quantin, 2001 et Ouddane et al, 2001).
Des variations de salinité importantes sont rencontrées dans les sédiments soumis à l’influence
marine ou en cas d’apports anthropiques. Une augmentation de la salinité est associée à une
augmentation des concentrations en solution des anions majeurs (Cl
-
, SO 4
-2
, HCO 3
-
...) et des
cations majeurs (Na
+
, K
+
, Ca
+2
, Mg
+2
) qui entrent ainsi en compétition avec les ETM pour les
sites d’adsorption (Förstner et Wittman, 1983).
Les ETM libérés peuvent former des chloro-complexes solubles qui sont plus (par exemple Cu)
ou moins (cas de Cd) biodisponibles que les formes libres (Förstner, 1989; Geffard, 2001 et
Abbasse et al, 2003).
La salinité peut agir sur la vitesse de fixation et peut être légèrement sur la quantité fixée
(Rezzoug, 2000).
Pour (Wright, (1977) et Sunda et al, (1978) in Abdelouheb, 1998), les salinités basses modifient
la forme chimique des métaux qui sont rendus disponibles pour les organismes en raison de leurs
mises en solution ou en suspension. Cela permet aux métaux de s’adsorber à la surface des
organismes et de la matière organique inerte.
D- Variation de la température :
La température entraîne d’une façon générale une augmentation de l’activité physiologique des
organismes, en augmentant les risques d’ingestion et de bioaccumulation des métaux.
Par ailleurs, la température peut avoir un effet indirect sur les réactions de sorption via l’activité
biologique du sédiment. Ainsi elle influe sur l’activité des organismes susceptibles de catalyser
différentes réactions redox, comme Thiobacillus.
L’action catalytique de ce genre de bactéries culmine aux saisons chaudes (pour des
températures supérieures à 25°C) alors qu’elle est ralentie pendant les saisons froides (Serve et
al, 1999).
Serpaud et al, (1994) ont montré qu’entre 10°C et 30°C, l’effet de la température sur la capacité
d’adsorption des sédiments n’est pas très significatif. Par contre, ils ont remarqué une diminution
de l’adsorption entre 30°C et 40°C, surtout dans le cas de Cu, Zn et Cd. Compte tenu du
caractère exothermique des réactions de sorption, une augmentation de la température
entraînerait une diminution de l’adsorption.
Pourtant dans le cas du plomb, l’influence de la température dans cet intervalle (10 - 40°C) n’est
pas significative (Tableau 2).
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A l’inverse, une augmentation du potentiel rédox entraîne une oxydation des sulfures (AVS) et la
libération des métaux associés vers la phase dissoute (Chapman et al, 1998 et Geffard, 2001). La
capacité des métaux à se lier aux substances humiques peut également être affectée par des
changements des conditions oxydo-réductrices (Du Laing et al, 2008).
Les cycles biogéochimiques des éléments traces sont généralement contrôlés par ces conditions
redox dans le milieu. Le manganèse est un bon exemple.
Dans un milieu oxydant, le manganèse est sous une forme particulaire MnO 2 (s) alors que dans
un environnement réducteur, il est sous forme dissoute Mn
+2
(Overnell et al, 2002; Roitz et al,
2002 et Rue et al, 1997).
C- Influence des agents complexants et de la salinité :
Les agents complexants peuvent être organiques (acides humiques et fulviques, NTA, EDTA,
oxalate …) ou inorganiques (Cl
-
, SO 4
-2
, OH
-
…), et provenir de sources naturelles ou
anthropiques. Ces ligands ont la capacité de former des complexes plus ou moins stables avec les
métaux traces.
Lorsque ces ligands sont solubles dans l’eau, ils peuvent favoriser le passage ainsi que le
maintien des métaux en solution (Quantin, 2001 et Ouddane et al, 2001).
Des variations de salinité importantes sont rencontrées dans les sédiments soumis à l’influence
marine ou en cas d’apports anthropiques. Une augmentation de la salinité est associée à une
augmentation des concentrations en solution des anions majeurs (Cl
-
, SO 4
-2
, HCO 3
-
...) et des
cations majeurs (Na
+
, K
+
, Ca
+2
, Mg
+2
) qui entrent ainsi en compétition avec les ETM pour les
sites d’adsorption (Förstner et Wittman, 1983).
Les ETM libérés peuvent former des chloro-complexes solubles qui sont plus (par exemple Cu)
ou moins (cas de Cd) biodisponibles que les formes libres (Förstner, 1989; Geffard, 2001 et
Abbasse et al, 2003).
La salinité peut agir sur la vitesse de fixation et peut être légèrement sur la quantité fixée
(Rezzoug, 2000).
Pour (Wright, (1977) et Sunda et al, (1978) in Abdelouheb, 1998), les salinités basses modifient
la forme chimique des métaux qui sont rendus disponibles pour les organismes en raison de leurs
mises en solution ou en suspension. Cela permet aux métaux de s’adsorber à la surface des
organismes et de la matière organique inerte.
D- Variation de la température :
La température entraîne d’une façon générale une augmentation de l’activité physiologique des
organismes, en augmentant les risques d’ingestion et de bioaccumulation des métaux.
Par ailleurs, la température peut avoir un effet indirect sur les réactions de sorption via l’activité
biologique du sédiment. Ainsi elle influe sur l’activité des organismes susceptibles de catalyser
différentes réactions redox, comme Thiobacillus.
L’action catalytique de ce genre de bactéries culmine aux saisons chaudes (pour des
températures supérieures à 25°C) alors qu’elle est ralentie pendant les saisons froides (Serve et
al, 1999).
Serpaud et al, (1994) ont montré qu’entre 10°C et 30°C, l’effet de la température sur la capacité
d’adsorption des sédiments n’est pas très significatif. Par contre, ils ont remarqué une diminution
de l’adsorption entre 30°C et 40°C, surtout dans le cas de Cu, Zn et Cd. Compte tenu du
caractère exothermique des réactions de sorption, une augmentation de la température
entraînerait une diminution de l’adsorption.
Pourtant dans le cas du plomb, l’influence de la température dans cet intervalle (10 - 40°C) n’est
pas significative (Tableau 2).