Comportement et devenir des contaminants organiques étudiés dans l’environnement aquatique

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Formation des sédiments

Les sédiments de rivière résultent d’une accumulation de particules en suspension au fond des cours d’eau. La sédimentation dépend de trois grands types de paramètres intimement liés : les paramètres hydrodynamiques (débit de la rivière, direction du courant, forme et profondeur des cours d’eau), physiques (taille des particules) et chimiques (conditions de pH et d’oxydo réduction) [53] et proviennent aussi de différents processus de dégradation des roches, appelés processus sédimentaires [54].
Les processus sédimentaires comprennent différentes étapes : l’altération, l’érosion, le transport, le dépôt et la diagénèse [55].
 L’altération
L’altération est caractérisée par la destruction des roches ignées, métamorphiques ou sédimentaires par voie physique (processus de gel-dégel, variations répétées de températures, décompression, usure mécanique par des grains détritiques emportés par le vent, l’eau, la glace, la fracturation par les animaux ou les plantes…), ou par voie chimique (dissolution des minéraux, hydratation ou déshydratation, hydrolyse, oxydo-réduction, réaction avec la matière organique…). Elle dépend donc de plusieurs paramètres tels que la température, l’humidité ainsi que le pH et le degré d’oxydoréduction de l’eau.
 L’érosion
L’érosion correspond à la mobilisation des produits de l’altération. Ces produits sont transportés par l’air, l’eau, la glace. Elle va définir, suivant la géologie du milieu, plusieurs types de surfaces et de paysages. Dans le cas de l’érosion éolienne, les particules fines vont être balayées par le vent, faisant apparaître la surface rocheuse plus dense. De la même manière, l’érosion fluviale va entraîner les particules les plus fines créant ainsi plusieurs types de paysages. L’érosion glaciaire se manifeste par des surfaces lisses et arrondies. Enfin, l’érosion marine est l’action des vagues et des courants ainsi que des embruns emportés par le vent. Le matériel sédimentaire mobilisé subit ensuite un tri granulométrique : le matériel fin est emporté vers le large ou déposé dans des zones calme alors que le matériel grossier s’accumule à proximité de la côte [56].
 Le transport
Le transport des sédiments dépend surtout de leur granulométrie. La Figure I.4 décrit de manière explicite plusieurs modes de transport des sédiments dans un milieu aqueux avec un courant.
Trois types de processus interviennent dans le transport des sédiments des zones sources aux zones de dépôts : le glissement en masse par gravité en l’absence de fluide, les écoulements gravitaires en présence de fluides et les écoulements d’eau, d’air ou de glace. Le premier processus entraîne des masses considérables de débris rocheux sur des distances très courtes (de l’ordre du kilomètre). Dans le cas des écoulements gravitaires, les particules sédimentaires sont en suspension dans le fluide. Leur déplacement est donc dû à la gravité et non au déplacement du fluide lui-même [57] .
 Le dépôt
Le dépôt des sédiments a lieu lorsque la vitesse de l’agent de transport diminue ou lorsque cet agent de transport disparaît (ex. fonte de la glace). La granulométrie des particules, la texture des sédiments et la géométrie des dépôts sont d’importants indices sur l’agent de transport, sa vitesse au moment du dépôt et sa direction. Le dépôt, ou « sédimentation », est régit par la loi de Stockes qui définit la vitesse de sédimentation d’une particule [58].

Les principaux polluants dans les sédiments

Les sédiments sont reconnus pour être un réservoir d’une grande diversité de polluants environnementaux incluant les substances rencontrées naturellement et sujettes aux influences anthropiques (nutriments et métaux) et les composés xénobiotiques (PCBs, HAPs) [59].
On distingue trois grandes familles des polluants : les métaux lourds, les composés organiques et les éléments nutritifs. Ils ont des origines principalement dues aux activités humaines : industrielles, agricoles, rejets urbains, etc ; leurs origines peuvent être de différentes natures [60] :
Pollutions locales (sites industriels et stockage de déchets minéraux) : il s’agit principalement d’anciens sites industriels qui sont susceptibles d’être réutilisés (friches industrielles).
Pollutions de proximité : il s’agit par exemple des contaminations en provenance de stations d’épuration, des eaux d’inondation ou encore du dragage des sédiments des canaux et ports.
Sites miniers : les zones minières constituent un cas particulier, les concentrations en éléments traces métalliques étant localement très élevées. Bien qu’à l’origine ces éléments soient en général inclus dans des structures cristallines, donc peu mobiles, les risques de migration résultent de l’oxydation des sulfures (au sein des galeries ou des terrils présents en surface). L’acidification des eaux qui en résulte permet le transport à l’état dissous des éléments (phénomène appelé drainage minier acide dans le cas d’une eau d’exhaure).Ces polluants peuvent être généralement classés dans deux catégories : inorganiques (métaux lourds) et organiques [60].

Interaction entre les polluants et les sédiments

Les sédiments constituent un réservoir naturel des polluants. Leur matrice complexe possède de multiples possibilités d’association avec les polluants présents dans l’environnement [61,62]. La répartition des polluants dans les différentes composantes du sédiment (particules, eau, organismes) est contrôlée par des processus physiques, chimiques ou biologiques [63]. Il dépend des conditions hydrodynamiques (dynamique calme ou forte, turbidité, lumière…), des paramètres physico-chimiques du milieu (pH, potentiel-redox, salinité…) ainsi que de l’activité biologique (activités bactériennes, bioturbation, dégradation…) [64].
Pour une bonne compréhension du comportement des sédiments, il est donc important de bien connaître les interactions entre les phases composant le sédiment, et dans le cas d’une zone polluée, le type et le comportement des polluants présents. Les composés organiques s’associent facilement avec les particules fines des sols et en particulier, les argiles. Cette association va augmenter la capacité de fixation des cations, Ces interactions sont provoquées par le phénomène d’adsorption entre les éléments, et les cations de liaison, tels que l’aluminium et le fer qui ont tendance à se lier étroitement avec les particules de sol et les éléments organiques. La capacité d’absorption se trouvant augmentée [43].
En effet, les métaux lourds apportés dans les rivières s’adsorbent sur les particules, le processus de sédimentation transfert rapidement les métaux lourds de l’eau au sédiment. Selon les mécanismes d’accumulation des métaux lourds dans les sédiments. On peut distinguer cinq fractions aux propriétés différentes selon [65,66] : 1) échangeable, 2) lié aux carbonates, 3) lié aux oxyde de fer et de manganèse, 4) lié à la matière organique et aux sulfures, et 5) les métaux résiduaires. Ainsi, dans le milieu aquatique, les métaux lourds sont sujets à la précipitation, la complexation, l’adsorption et la solubilisation, et cela dépend des propriétés physiques et chimiques du milieu [67]. Les métaux lourds dans les sédiments ne sont pas fixés d’une manière permanente, le changement de pH et du potentiel redox, la teneur en matière organique [39] la teneur en argiles, la teneur en eau [68] les sulfures [69] modifient leur spéciation et par conséquence, leur mobilité. Les polluants associés aux particules peuvent donc retourner dans la phase aqueuse sous l’effet de processus physique (diffusion) ou chimique (désorption). Les organismes vivants modifient également les caractéristiques physiques et chimiques du milieu (biodégradation, bioturbation…), ils accumulent les polluants à partir des phases aqueuses et particulaires par adsorption [50].

Caractérisation physico-chimique des sédiments

Généralités

Les sédiments sont également caractérisés par leur pH, leur potentiel redox, leur salinité, leur teneur en oxygène et en sulfures. Ces paramètres gèrent la répartition des contaminants entre les différentes phases d’un sédiment, ainsi que leur biodisponibilité [50]. Les caractéristiques physico-chimiques du sédiment telles que la distribution granulométrique, le pH, la salinité, la matière organique et les conditions d’oxydo-réduction sont très importantes car elles influent sur les formes chimiques des contaminants.

pH

Le pH est un paramètre majeur dans les processus d’adsorption/désorption des éléments traces [70]. En effet de par son influence sur la charge surfacique des particules, le pH contrôle la complexation des éléments traces ainsi que la solubilisation des oxydes, des minéraux carbonatés et silicatés [71]. Dans les sédiments, le pH est contrôlé par les activités biologiques et dépend de la capacité tampon du système (équilibre CO32-/HCO3-…) : carbonates (Equilibre CO32-/ HCO3-), les ions échangeables, les argiles et les hydroxydes d’Aluminium [39]. La réduction des sulfates (SO4-2) en sulfure (S) entraîne une augmentation du pH qui est proportionnelle au pouvoir tampon alors que la dénitrification (réduction des nitrates (NO3-) en azote (N2)) entraîne une diminution du pH [72]. Dans ce dernier cas, on observe une dissolution des carbonates et une augmentation de la compétition entre les éléments traces métalliques et les ions hydrogènes vis-à-vis des sites d’adsorption ; ceci se traduit par un relargage de métaux sous forme hydraté et par la suite une augmentation de leur biodisponibilité et leur toxicité [73,74].
Cependant, dans des conditions complexantes favorables (présence de matière organique), les métaux cationiques (Cu, Pb…) qui ont une forte affinité avec la matière organique se comportent comme des anions et restent piégés dans la phase solide à pH acide [75,76]. Evidemment, le pH contrôle les équilibres entre les formes non ionisées et les formes ionisées des molécules organiques. En conditions alcalines, la proportion de forme ionisée (moins toxique) des nitrophénols augmente et les organophosphates sont hydrolysés en sous-produits moins toxiques que les molécules mères (sauf quelques cas comme le trichlorfon dont l’hydrolyse produit à pH alcalin du dichlorvos qui est 3 à 350 fois plus toxique) [77]. Cependant, le pH affecte de manière limitée la structure des molécules qui possèdent peu de groupes polaires (pyrène, …) [78]. Des mesures effectuées dans une centaine de sédiments océaniques et continentaux montrent que les valeurs de pH sont relativement uniformes et se situent entre 6 et 8 [79].

Le potentiel d’oxydoréduction

Le potentiel d’oxydoréduction ou potentiel redox (Eh 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 [80]. La dégradation de la matière organique par les bactéries entraîne une diminution du potentiel redox et une augmentation des conditions réductrices dans le sédiment [72]. Les conditions redox ont une influence significative sur la solubilité de certains métaux comme le fer, le manganèse ou le chrome. D’autres métaux, qui ne sont normalement pas affectés par le potentiel redox du milieu, voient leur mobilité indirectement influencée par la disponibilité d’éléments complexants, comme les hydroxydes de fer et de manganèse et certains anions (sulfures). Ainsi, en conditions réductrices, l’excès de sulfure limite la mobilité des métaux et ils coprécipitent (fer,…). Lorsque les conditions deviennent oxydantes, les sulfures sont oxydés et les métaux cationiques sont relargués sous forme dissoute [75]. Le potentiel redox (Eh) quantifie la propension du milieu à céder des électrons. C’est une valeur délicate à mesurer dans les sols et les sédiments. Généralement, dans un sédiment la gamme de potentiel redox s’étend de 50 à 300 mV dans la zone oxique, et de -100 à -300 mV dans la zone suboxique et anoxique [81]. Les conditions sont d’autant plus réductrices qu’un milieu est riche en matière organique, en raison de l’oxydation du carbone organique par les microorganismes [82].
L’oxydoréduction du sédiment, ne change rien dans le comportement des carbonates de calcium, si ce n’est la réaction avec les petites quantités d’acide qui peuvent se former lors de l’oxydation du sédiment (oxydation des sulfures) [39]. Dans le milieu réducteur, les oxydes de Fe et de Mn se réduisent et se dissolvent. Cela s’accompagne par un départ des métaux lourds adsorbés, qui vont rapidement s’adsorber sur d’autres composants du sédiment tels que la matière organique, l’argile et surtout les sulfures [83].

Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) dans les sédiments

Définition et origine des HAP

Les HAP sont des molécules carbonées formées par la condensation linéaire ou angulaire de cycles benzéniques. Il existe de nombreux HAP, qui diffèrent par le nombre et la position de cycles aromatiques [1]. Le nombre de HAP identifiés à ce jour est de l’ordre de 130. Parmi ceux-ci, une liste de 16 composés est généralement considérée pour les études environnementales (Figure II.1). Ce sont les polluants qui ont été retenus comme prioritaires par l’agence environnementale américaine (US-EPA) dès 1976 [2]. Ces HAP, les plus étudiés, posent des problèmes environnementaux majeurs du fait de leur toxicité. Désormais, ils font également partie des listes de l’Organisation Mondiale de la Santé [3] et de la communauté européenne [4] relatives à la qualité des eaux. Les HAP sont rencontrés dans l’environnement sous forme non substituée ou substituée par des radicaux alkyles. Ils sont souvent nommés dans la littérature sous le terme de Contaminants Organiques Hydrophobes (COH ou HOC en anglais) [1]. Leur masse molaire est comprise entre 128 g/mol et 300 g/mol. Les HAP, qui se caractérisent notamment par leur persistance dans l’environnement [5,6] ainsi que leur toxicité reconnue vis-à-vis de nombreux organismes vivants, ont été inclus dans les listes de polluants prioritaires de l’USEPA [7] et de l’Union Européenne [8]. Il a été reconnu que l’exposition chronique à certains HAP peut induire des mutations et des cancers chez de nombreuses espèces. La solubilité et le degré de dégradation sont deux autres paramètres qui peuvent influencer de manière importante la distribution des HAP entre les différents compartiments de l’environnement. La solubilité a tendance à diminuer avec le nombre de cycles aromatiques. Les HAP présentent par ailleurs une forte affinité vis-à-vis de la matière organique.
De formule générale CnH2n-6, ils sont caractérisés par la présence d’au moins un cycle à six atomes de carbone, présentant un système particulier de liaison, qui confère à la molécule une grande stabilité, ainsi que certaines propriétés chimiques spécifiques très recherchées, dans les industries des parfums, des colorants et pharmaceutiques [9].
Leurs propriétés physico-chimiques varient selon leur masse moléculaire et leur structure. Les HAP composés de 2 à 7 noyaux aromatiques sont les plus présents dans l’environnement et les plus mobiles. Ces composés sont semi- volatils, tout comme les PCB, et sont en conséquence des contaminants ubiquistes de l’environnement. Les HAP sont des composés aromatiques, leur réactivité sera donc relativement faible [10]. De plus, ils sont stables chimiquement et auront tendance à être rémanents. Certains sont néanmoins sensibles à l’oxydation chimique (anthracène, benzo (a)pyrène), photochimique et biologique [11]. Le pyrène, composé formé par l’association de 4 cycles benzéniques, ainsi que 16 autres HAP, sont classés comme polluants prioritaires par l’US-EPA. Les HAP purs sont des solides habituellement colorés, cristallins à la température ambiante. La structure spatiale des molécules est en générale plane, mais il existe également des molécules tridimensionnelles.
Malgré leur structure chimique relativement proche, il est difficile de généraliser les propriétés physico-chimiques des molécules de cette famille.
À l’exception du naphtalène, leur solubilité dans l’eau est très faible en raison de leur caractère apolaire (lipophile), et en général, l’augmentation du nombre de cycles benzéniques diminue leur solubilité [2], tandis que l’augmentation de la température augmente légèrement leur solubilisation en phase aqueuse. Parallèlement, leurs coefficients de partage octanol/eau (Kow) sont relativement élevés, témoignant d’un important potentiel de bioconcentration dans les organismes [11].

Propriétés physico-chimiques

Le comportement des HAP dans l’environnement dépend de leurs propriétés physico-chimiques : la solubilité dans l’eau, la pression de vapeur, la constante de Henry, le coefficient de partage octanol/eau et le coefficient de partage du carbone organique.
Les HAP sont classés en fonction de leur nombre de cycles aromatiques qu’ils contiennent et leurs masses molaires :
 Les HAP de faibles masses molaires (de l’ordre de 152-178 g/mol, soit 2 à 3 cycles) : naphtalène, acénaphthylène, acénaphthène, fluorène, anthracène et phénanthrène.
 Les HAP de masses molaires intermédiaires (de l’ordre de 202 g/mol, 4 cycles) : fluoranthène, pyrène.
 Les HAP de masses molaires élevées (de l’ordre de 228-278 g/mol, soit 4 à 6 cycles) :
benzo(a)anthracène, chrysène, benzo(a)pyrène, benzo(b)fluoranthène, dibenzo(ah)anthracène, benzo(k)fluoranthène, benzo(ghi)pérylène, indéno(1,2,3- cd)pyrène.
Selon le tableau II.1, les HAP sont classés en peu volatils, très peu solubles dans l’eau [12]. Leur biodégradabilité varie fortement en fonction des conditions du milieu. L’existence des HAP est aussi fonction de leur temps de demi-vie, qui est plus important pour les HAP les plus lourds donc les moins solubles [13].
Les HAP sont caractérisés la constante de Henry (KH) qui est un coefficient qui exprime le rapport de la concentration dans l’air et dans l’eau à l’équilibre. Le coefficient de partage octanol / eau (Kow), ou en log Kow, qui définit le déplacement des HAP vers des lipides [14].

Formation des HAP

La formation des HAP peut se réaliser par pyrolyse en fonction de : la quantité d’oxygène disponible, du type de carburant secondaire, utilisation ou non d’un catalyseur, de la température des combustibles et carburants, la pression des gaz de précombustion et de la vitesse réactionnelle de la combustion.
Les HAP sont formés dans les flammes « riches » de diffusion (fusée, diesel…). La combustion qui conduit à la formation des HAP se réalise avec une suite de réactions : d’initiation, de propagation, de ramification, de recombinaison radicale, d’isomérisation… Cette série de réaction conduit à la formation des premiers cycles aromatiques : le benzène et le phényle. La formation des HAP a été décrite par plusieurs auteurs.
La formation de benzène et de phényle peut se faire par addition d’une molécule en C2 par une autre en C4. Une réaction de combinaison entre de l’acétylène et du n-C4H3 (réaction 1) a été proposée par Bittner et Howard, 1981 et Wang et Frenklach, 1994 [17,18] ainsi qu’une combinaison entre de l’acétylène et du 1-buten-3yn-1-yl (réaction 2).
n-C4H3 + C2H2 → n-C6H5→ C6H5 (1)
n-C4H5 + C2H2 → n-C6H7 → C6H6+H (2)
D’autre part, une voie plus directe et rapide (réactions 3 et 4) a été proposée par Westmoreland et al, 1989 [19] :
n-C4H3 + C2H2 → C6H5 (3)
n-C4H5 + C2H2 → C6H6+H (4)
A partir du premier cycle formé, différentes voies conduisent à augmenter la taille des différentes molécules HAP.

Comportement et devenir des contaminants organiques étudiés dans l’environnement aquatique

Après leur rejet et leur transport jusqu’au milieu aquatique, les contaminants organiques vont se distribuer entre les différentes formes dissoutes, complexées par la matière organique ou associées au matériel particulaire (Figure II.2) [20]. Nous nous intéresserons dans un premier temps à l’association des contaminants organiques avec les particules et la matière organique, qui jouent un rôle prépondérant dans leur mobilité et leur biodisponibilité. Nous verrons ensuite quels sont les principaux mécanismes intervenant dans la mobilisation et la dégradation de ces contaminants.

Association des contaminants organiques avec la matière organique et les particules sédimentaires

Du fait de leur hydrophobicité, les contaminants organiques s’associent rapidement aux matières en suspension. Ces composés accompagnent les particules en suspension lors de leur sédimentation et ont tendance à s’accumuler dans les sédiments [21].
Les processus de sorption qui affectent ces contaminants à l’interface eau- sédiment tendent à établir un équilibre thermodynamique entre les concentrations dans les phases dissoutes et particulaires. Dans le cas des hydrocarbures, ces processus sont principalement régis par la matière organique associée aux particules [22]. La sorption des contaminants organiques s’effectue suivant deux processus distincts : l’adsorption à la surface des particules organiques et minérales et l’absorption à l’intérieur de la matière organique [23] . L’efficacité de la sorption dépend alors respectivement de la surface du sorbant et du volume de matière organique [22]. L’affinité des contaminants vis-à-vis de la matière organique est illustrée par le Koc, coefficient de partition eau-carbone organique particulaire, qui augmente généralement avec le nombre de cycles aromatiques dans le cas des HAP. Comme pour les éléments traces métalliques, une proportion plus élevée de contaminants organiques est généralement relevée dans la fraction fine et riche en matière organique du sédiment [24].
Il est cependant important de noter l’influence des conditions environnementales (pH, température, force ionique) et de l’hétérogénéité du matériel particulaire (composition, structure) sur les cinétiques d’adsorption [23,25]. Des cinétiques lentes et parfois même très lentes peuvent être observées dans le cas de la matière organique condensée ou des particules de suie auxquelles les HAP d’origine pyrolytique sont associés [26-28]. Cette rétention des contaminants, qui augmente par ailleurs avec le temps de contact, entraîne une diminution de la biodisponibilité [29]. La diffusion des contaminants organiques vers la colonne d’eau ou les eaux interstitielles est généralement lente du fait du caractère hydrophobe de ces composés et des phénomènes de sorption détaillés précédemment. La matière organique dissoute et les colloïdes présents dans la colonne d’eau et les eaux interstitielles peuvent donc favoriser le passage des contaminants apolaires vers la phase liquide [23].

Mobilité des HAP : granulométrie et carbone organique

Les HAP, faiblement solubles dans l’eau, s’associent très facilement aux particules ainsi qu’à la matière organique. Cependant, des échanges existent entre la phase particulaire et la phase dissoute ; ils sont influencés par la teneur en matière organique (exprimée en teneur de carbone organique, CO) [30] et la granulométrie des sédiments. La mobilité et la disponibilité des HAP dépendent également de la source qui les a générés. Les HAP pétroliers, présents sous forme d’émulsion avec l’eau sont plus facilement disponibles en comparaison des HAP d’origine pyrolytique fortement adsorbés sur et dans les particules [26].
Le passage des composés organiques de la phase particulaire à la phase dissoute est principalement géré par le caractère hydrophobe de ces molécules, ainsi que par la quantité et la qualité de la matière organique. Plus un composé est hydrophobe, plus il est fortement adsorbé sur les particules [31]. De la même façon plus la teneur en matière organique est élevée, moins les HAP sont mobiles et leur coefficient Kp diminue [24,32]. Plusieurs phénomènes tels que l’activité bactérienne, qui utilise la matière organique comme source d’énergie, peuvent entraîner la libération d’HAP sous forme dissoute. La quantité de colloïdes dans l’eau interstitielle joue également un rôle important dans la mobilité des composés organiques. La granulométrie du sédiment joue également un rôle important dans la distribution des HAP. Les HAP de poids moléculaire élevé (peu hydrosolubles) sont préférentiellement associés aux particules fines en comparaison aux composés plus hydrosolubles ; leur mobilité et leur biodisponibilité diminuent donc lorsque la fraction de particules fines d’un sédiment augmente [33].

Biodisponibilité et biodégradation des HAP dans l’environnement

Les HAP sont des composés ubiquistes présents dans tous les compartiments environnementaux : atmosphère, colonne d’eau, sédiment, sols. Cette large distribution est due à leur grande stabilité et multiplicité de sources [34]. Leur distribution dans l’environnement résulte de multiples processus abiotiques et biotiques, contrôlés par leurs propriétés physico-chimiques : volatilisation, transport à longue distance, dépôt atmosphérique, adsorption sur les particules, sédimentation, bioaccumulation, activités microbiennes, oxydation chimique et photooxydation. Les HAP d’origine pyrolytique constituent la majeure partie des HAP introduits dans l’environnement et sont présents sur une échelle géographique très large. La notion de biodisponibilité se situe à l’interface entre le milieu et l’organisme. Elle dépend à la fois du polluant, de son devenir dans l’environnent et de la physiologie de l’organisme exposé (Figure II.4) [34].
Les contaminants organiques ont la faculté de pouvoir être dégradés par des phénomènes physiques, chimiques et/ou biologiques [35]. Ainsi la photodégradation, la biodégradation ou encore l‘hydrolyse sont les principaux processus de dégradation permettant l‘élimination des contaminants organiques dans l‘environnement. Ces mécanismes mènent rarement à une dégradation totale (transformation en CO2, H2O et minéraux uniquement) mais le plus souvent à des produits de dégradation qui peuvent être plus toxiques ou plus persistants que la molécule initiale. Pour les contaminants qui se dégradent peu, une préoccupation supplémentaire est due à leur persistance puisqu‘ils peuvent être transportés sur de longues distances et ne sont pas dégradés lors de leur ingestion par les organismes vivants et peuvent s‘accumuler tout au long de la chaîne alimentaire (bioaccumulation et bioamplification) [36]. Les transformations chimiques comme l’hydrolyse, les réactions redox et les réactions d’élimination ne sont pas des voies de dégradation dominantes des HAP dans les systèmes aquatiques peu profonds [37]. Par ailleurs, la biodégradation est peut-être le mécanisme de réaction le plus important pour la dégradation des HAP dans les environnements aquatiques. La dégradation bactérienne (aérobie ou anaérobie) a été reconnue comme le mécanisme le plus proéminant pour éliminer les HAP des environnements contaminés, même si les HAP de hauts poids moléculaires semblent plus résistants aux processus de dégradation bactérienne et tendent à persister plus longtemps dans les environnements contaminés [37,38].

Table des matières

Références bibliographiques
Partie 1 : Synthèse bibliographique
I Généralités sur les sédiments
I.1 Définition
I.2 Origine
I.2.1 Origine endogène
I.2.2 Origine exogène
I.3 Composition
I.3.1 Eau interstitielle
I.3.2 La phase minérale (inorganique)
I.3.3 La phase organique
I.4 Granulométrie
I.5 Formation
I.6 Les principaux polluants dans les sédiments
I.7 Interaction entre les polluants et les sédiments
I.8 Caractérisation physico-chimique des sédiments
I.8.1 Généralités
I.8.2 pH
I.8.3 Le potentiel d’oxydo-réduction
I.8.4 La capacité d’échange cationique
I.8.5 La salinité
Références bibliographiques
II Les HAP dans les sédiments 
II.1 Définition et origine des HAP
II.1.1 Propriétés physico-chimiques
II.1.2 Principales sources d’émission des HAP
II.1.3 Formation des HAP
II.2 Comportement et devenir des contaminants organiques étudiés dans l’environnement aquatique
II.2.1 Association des contaminants organiques avec la matière organique et les particules sédimentaires
II.2.2 Mobilité des HAP : granulométrie et carbone organique
II.2.3 Biodisponibilité et biodégradation des HAP dans l’environnement
II.3 Toxicité des HAP
II.3.1 Les valeurs guides des HAP dans les sédiments
II.3.1.1 Seuils de qualité des sédiments « SQG » (Sediment Quality Guidelines)
Références bibliographiques
III Les métaux lourds dans les sédiments
III.1 Définition et origine
III.2 Présentation des principaux métaux lourds étudiés
III.2.1 Cobalt (Co)
III.2.2 Arsenic (As)
III.2.3 Cadmium (Cd)
III.2.4 Vanadium (V)
III.3 Mobilité, spéciation et biodisponibilité des métaux lourds dans les sédiments
III.4 Mécanismes de fixation des métaux lourds dans le sédiment
III.5 Toxicité des métaux lourds
III.6 Evaluation de la pollution métallique des sédiments
III.6.1 Facteur de contamination (FC)
III.6.2 Indice de géoaccumulation (Igéo)
III.6.3 Indice de charge de pollution (PLI)
III.7 Les valeurs guides des métaux lourds dans les sédiments
III.7.1 Critères de qualité des sédiments
Références bibliographiques
Partie 2 : Matériels et méthodes
I Techniques d’analyses des sédiments
I.1 Description et localisation de la zone d’étude
I.2 Échantillonnage et prétraitement des échantillons
I.3 Caractérisation des sédiments
I.3.1 Analyse granulométrique des sédiments. Norme AFNOR NF X31-107
I.3.2 Densité réelle (Dr)
I.3.3 Paramètres physico-chimiques
I.3.3.1 Détermination du taux d’humidité résiduelle. Norme ISO 11465 : 1993- 1994
I.3.3.2 Détermination du pH. (Eau). Norme ISO 10390 : 2005
I.3.3.3. Détermination de la capacité d’échange cationique (CEC) méthode de Metson. Norme AFNOR NF X 31-130 (1993)
I.3.3.4. Détermination de la conductivité électrique (CE) Norme NF 31-113…..
I.3.3.5 Détermination du carbone organique total (COT) et de la matière organique (MO) Norme DIN EN 1414
I.3.3.6 Détermination du taux de carbonates par la méthode de calcimètre de Bernard. Norme NF ISO 10693
I.3.3.7 Détermination du Phosphore total(Ptotal). Norme DIN EN ISO 6878-D11
I.3.4 Analyse minéralogique des sédiments par diffraction des rayons X(DRX).
I.3.5 Analyse des HAP par chromatographie en phase liquide à haute performance (HPLC). Norme ISO 13-877
I.3.6 Dosage des métaux lourds par spectrométrie d’absorption atomique (SAA)
I.3.6.1 Mesure d’absorption (loi de Beer-Lambert)
Références bibliographiques
Partie 3 : Résultats et discussion
I Caractérisation et analyse des sédiments
I.1 Texture et densité réelle (Dr)
I.2 Détermination des paramètres physico-chimiques
I.2.1 Taux d’humidité résiduelle
I.2.2 pH (Eau)
I.2.3 Capacité d’échange cationique (CEC)
I.2.4 Conductivité électrique (CE)
I.2.5 Taux de carbone organique total (COT %) et de matière organique (MO%)….
I.2.6 Taux en carbonates
I.2.7 Phosphore total (Ptotal
I.3 Analyse minéralogique des sédiments étudiés
I.4 Détermination des HAP dans les sédiments étudiés par HPLC
I.5 Détermination de la concentration totale des métaux étudiés dans les sédiments
I.5.1 Dosage de Co, As, Cd et V dans les sédiments par spectrométrie d’absorption atomique
I.5.1.1 Protocole d’extraction des sédiments
I.5.1.2 Prétraitement des échantillons
I.5.1.3 Minéralisation des échantillons
I.5.1.4 Conditions opératoires de dosage par spectrométrie d’absorption atomique
I.6 Évaluation de la contamination des sédiments
I.7 Variabilité spatio-temporelle
Référence bibliographique

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