Chapitre I : Synthèse bibliographique
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De nombreuses études, menées le plus souvent en laboratoire (Bonnet et al, 2000 ; Saulnier et
Mucci, 2000; van den Berg et al, 2001; Cantwell et al, 2002 et Caetano et al, 2003), ont porté sur
l’impact de cette remise en suspension sur les équilibres physico-chimiques du sédiment et la
mobilité des ETM. Dans les conditions où le pH et le potentiel rédox (Eh) n’évoluent pas dans
des proportions importantes, c’est à dire dans le cas des sédiments oxiques régulièrement remis
en suspension lors des marées, le relargage des métaux apparaît comme négligeable (Saulnier et
Mucci, 2000 et Eggleton et Thomas, 2004). A l’inverse, les sédiments qui étaient initialement
dans des conditions anoxiques et réductrices peuvent être réoxydés.
L’oxydation de ces sédiments conduit à une augmentation de l’activité microbienne et à une
diminution du pH sédimentaire, principalement à la suite de l’oxydation des sulfures (Förstner,
1989 ; Petersen et al, 1998).
Les ETM qui étaient co-précipités ou adsorbés sur les sulfures tels que FeS et MnS peuvent être
relargués du fait de leur relative solubilité dans des conditions oxiques (Hg, Pb et Cu plus
rapidement que Zn). A l’inverse, les métaux liés à des phases soufrées plus stables (notamment
la pyrite) ne sont pas en mesure d’être oxydés du fait de leurs cinétiques d’oxydation plus lentes.
Van den Berg et al. (2001) n’ont cependant pas observé d’augmentation des concentrations
dissoutes en contaminants, l’augmentation de la teneur totale dans la colonne d’eau étant due à
l’augmentation de la turbidité. En effet, le fer et le manganèse peuvent reprécipiter rapidement
sous forme d’oxydes et d’hydroxydes et former de nouveaux sites d’adsorption pour les ETM
(Saulnier et Mucci, 2000 et Geffard, 2001).
2-3-3 Biodisponibilité et toxicité des ETM :
Le terme « biodisponible » se réfère à la « fraction de produit chimique présent dans le milieu
environnemental qui est disponible pour être accumulée par les organismes ; L’environnement
peut inclure l’eau, les sédiments, les particules en suspension et la nourriture » (Rand et al, 1995
; Gourlay, 2004).
Les formes dissoutes libres et ioniques des ETM sont généralement considérées comme les
formes les plus facilement disponibles pour les organismes vivants (Garnier, 2004). Les formes
particulaires deviennent biodisponibles principalement via l’ingestion du sédiment (Förstner,
1989). Eggleton et Thomas (2004) précisent également que la toxicité est davantage en relation
avec les concentrations en contaminants dans les eaux interstitielles qu’avec les concentrations
sédimentaires.
La toxicité des métaux dépend de nombreux facteurs. En effet Wood (1974) in (Förstner et
Wittmann, 1979) a classé différents métaux et métalloïdes en fonction de leur toxicité (action
chez l’organisme vivant) et leur disponibilité dans l’environnent (Tableau 3).
Tableau 3 : Classification des métaux et des métalloïdes en fonction de leur toxicité et de leur
disponibilité (Wood, 1974 in Förstner et Wittmann, 1979).
Les plus dangereux sont le mercure et le cadmium qui ne possèdent aucune activité biologique
favorable. Ils bloquent l’activité enzymatique indispensable au métabolisme (oxygénation,
reproduction…). Viennent ensuite le plomb, le cuivre, le nickel, le chrome ou encore le zinc dont
l’accumulation dans les organes cibles (foie, reins…) peut entraîner la mort (Bogusz, 1992).
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De nombreuses études, menées le plus souvent en laboratoire (Bonnet et al, 2000 ; Saulnier et
Mucci, 2000; van den Berg et al, 2001; Cantwell et al, 2002 et Caetano et al, 2003), ont porté sur
l’impact de cette remise en suspension sur les équilibres physico-chimiques du sédiment et la
mobilité des ETM. Dans les conditions où le pH et le potentiel rédox (Eh) n’évoluent pas dans
des proportions importantes, c’est à dire dans le cas des sédiments oxiques régulièrement remis
en suspension lors des marées, le relargage des métaux apparaît comme négligeable (Saulnier et
Mucci, 2000 et Eggleton et Thomas, 2004). A l’inverse, les sédiments qui étaient initialement
dans des conditions anoxiques et réductrices peuvent être réoxydés.
L’oxydation de ces sédiments conduit à une augmentation de l’activité microbienne et à une
diminution du pH sédimentaire, principalement à la suite de l’oxydation des sulfures (Förstner,
1989 ; Petersen et al, 1998).
Les ETM qui étaient co-précipités ou adsorbés sur les sulfures tels que FeS et MnS peuvent être
relargués du fait de leur relative solubilité dans des conditions oxiques (Hg, Pb et Cu plus
rapidement que Zn). A l’inverse, les métaux liés à des phases soufrées plus stables (notamment
la pyrite) ne sont pas en mesure d’être oxydés du fait de leurs cinétiques d’oxydation plus lentes.
Van den Berg et al. (2001) n’ont cependant pas observé d’augmentation des concentrations
dissoutes en contaminants, l’augmentation de la teneur totale dans la colonne d’eau étant due à
l’augmentation de la turbidité. En effet, le fer et le manganèse peuvent reprécipiter rapidement
sous forme d’oxydes et d’hydroxydes et former de nouveaux sites d’adsorption pour les ETM
(Saulnier et Mucci, 2000 et Geffard, 2001).
2-3-3 Biodisponibilité et toxicité des ETM :
Le terme « biodisponible » se réfère à la « fraction de produit chimique présent dans le milieu
environnemental qui est disponible pour être accumulée par les organismes ; L’environnement
peut inclure l’eau, les sédiments, les particules en suspension et la nourriture » (Rand et al, 1995
; Gourlay, 2004).
Les formes dissoutes libres et ioniques des ETM sont généralement considérées comme les
formes les plus facilement disponibles pour les organismes vivants (Garnier, 2004). Les formes
particulaires deviennent biodisponibles principalement via l’ingestion du sédiment (Förstner,
1989). Eggleton et Thomas (2004) précisent également que la toxicité est davantage en relation
avec les concentrations en contaminants dans les eaux interstitielles qu’avec les concentrations
sédimentaires.
La toxicité des métaux dépend de nombreux facteurs. En effet Wood (1974) in (Förstner et
Wittmann, 1979) a classé différents métaux et métalloïdes en fonction de leur toxicité (action
chez l’organisme vivant) et leur disponibilité dans l’environnent (Tableau 3).
Tableau 3 : Classification des métaux et des métalloïdes en fonction de leur toxicité et de leur
disponibilité (Wood, 1974 in Förstner et Wittmann, 1979).
Les plus dangereux sont le mercure et le cadmium qui ne possèdent aucune activité biologique
favorable. Ils bloquent l’activité enzymatique indispensable au métabolisme (oxygénation,
reproduction…). Viennent ensuite le plomb, le cuivre, le nickel, le chrome ou encore le zinc dont
l’accumulation dans les organes cibles (foie, reins…) peut entraîner la mort (Bogusz, 1992).