Cycle des éléments chimiques dans un écosystème côtier

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Prélèvement et traitement des échantillons

Tous les échantillons ont été prélevés et conditionnés de manière à conserver autant que possible les caractéristiques du milieu. Le traitement des échantillons pour conservation avant analyse a été effectué aussitôt arrivés au laboratoire.

Prélèvements des carottes sédimentaires

Les carottes de sédiments ont été échantillonnées avec un carottier d’interface Uwitec équipé de tubes en PVC® de 90 mm de diamètre et de 1 m de longueur (Figure II.2-1 A). Lors du prélèvement des carottes sédimentaires, les précautions nécessaires ont été prises pour ne perturber ni la fraction sédimentaire ni l’eau surnageante. Finalement le tube a été scotché hermétiquement et placé verticalement dans une boîte en bois adaptée afin d’éviter les remises en suspension pendant le transport (Figure II.2-1 B). Une fois rapatriées au laboratoire, les carottes sédimentaires ont été conservées verticalement jusqu’à leur traitement.
Quatre carottes sédimentaires ont été prélevées sur chaque site : une pour mesurer les différents éléments contenus dans l’eau surnageante (15 ; 5 ; 2 cm au-dessus de l’interface eausédiment), une deuxième pour caractériser la séquence diagénétique, la concentration en carbone organique (dissous et particulaire), les propriétés de la matière organique dissoute ainsi que la teneur et la distribution des éléments traces métalliques (dans la fraction particulaire et dissoute), une troisième pour réaliser des expériences de remise en suspension et une quatrième, prélevée avec un tube pré-percé ayant une résolution verticale de 1 cm, utilisée pour l’obtention des profils de pH et Eh.

Traitement des carottes sédimentaires

La colonne sédimentaire, à grande majorité suboxique ou anoxique, nécessite de grandes précautions lors de son prélèvement et de sa conservation. En effet, afin de préserver le milieu réducteur, les échantillons doivent être manipulés sous atmosphère inerte (enrichi en N2). Lors de manipulations en dehors de ce périmètre sous atmosphère inerte (pesée, centrifugation, …), le temps d’exposition à l’air libre a été minimisé afin d’éviter au maximum l’oxydation de l’échantillon. Ces manipulations ont été réalisées via l’utilisation de flaconnage hermétique.
De retour au laboratoire, l’eau surnageante de la carotte servant à la caractérisation de la colonne sédimentaire a été aspirée à l’aide d’une pompe à vide jusqu’à ne laisser que quelques centimètres d’eau. La carotte a ensuite été placée dans une table de découpe équipée d’une boite à gants pyramidale. Un cric hydraulique placé sous la carotte sédimentaire a permis de faire monter la carotte après chaque découpe. La boite à gants pyramidale a été mise sous atmosphère inerte, et le reste de l’eau surnageante a été évacué à l’aide d’une seringue (Figure II.2-2). La carotte a ensuite été découpée tous les 2 cm à l’aide d’un emporte-pièce fabriqué à partir d’un tube de PVC® (Figure II.2-2). Chaque tranche de sédiment a ensuite été transvasée et homogénéisée dans un flacon HDPE (High Density PolyEthylene) de 150 mL.
Une aliquote de sédiment humide a alors été placée dans un tube de 6 mL (HDPE, Wheaton) afin de caractériser la granulométrie de chaque tranche (Figure II.2-2). Lorsque l’intégralité de la carotte a été découpée, le contenu des flacons HDPE a été centrifugé (Sigma 3-18K) à 4248 FCR (Force Centrifuge Relative), à 20 °C pendant 15 minutes (Figure II.2-2). Les eaux interstitielles ont été récupérées et filtrées (filtres en ligne, nitrate de cellulose, 0,2 μm, Sartorius) dans la boite à gants sous atmosphère inerte (Figure II.2-2). Une fois la séparation de l’eau interstitielle et du sédiment effectuée, les tubes à centrifuger contenant le sédiment ont de nouveaux été pesés afin de quantifier la quantité d’eau interstitielle extraite dans le sédiment. Le sédiment a ensuite été congelé pour être lyophilisé. Suite à l’étape de lyophilisation, les tubes à centrifuger ont de nouveaux été pesés ce qui permet de connaître la quantité d’eau contenue dans le sédiment. Une fois le sédiment lyophilisé au LASEM de Toulon, il a été tamisé à 2 mm puis broyé dans un broyeur planétaire à billes PM 100 en tungstène (Retch) pour obtenir un sédiment homogène pour les analyses futures.
Les échantillons d’eau interstitielle ont été répartis dans des flaconnages conditionnés en fonction de la mesure analytique prévue. Ainsi, pour le dosage des sulfures, 1 mL d’eau interstitielle a été ajouté dans un tube (Micrew, Simport) contenant 500 μL une solution de piégeage (protocole adapté de Metzger et al. (2007) par Dang (2015)). Cette dernière est composée d’une solution de ZnCl2 à 30 g.L-1, de gélatine 3 g.L-1 et de 5% v/v de chloroforme/eau préparée avec de l’eau milli-Q préalablement purgée à l’azote. Le sulfure de zinc contenu dans cette solution de piégeage permet de précipiter la somme des sulfures dissous (ΣHS-) tandis que la gélatine, faisant office de tensioactif, contribue au maintien en suspension de ce précipité. Les échantillons dédiés à l’analyse des sulfures ont été conservés à 4 °C à l’abri de la lumière et sont analysés dans les heures qui suivent le prélèvement.

Prélèvement et traitement des eaux d’interface

Lors de l’échantillonnage des carottes sédimentaires, la carotte dont l’interface eausédiment était le mieux défini (eau de surface limpide et surface du sédiment la plus plane possible) a été stabilisée pendant 24 h au laboratoire. A l’issue des 24 h, un dispositif fabriqué au laboratoire a permis d’échantillonner simultanément les eaux surnageantes situées à 2 ; 5 et 15 cm au-dessus de l’interface eau-sédiment (Figure II.2-3). Les eaux surnageantes ont ensuite été filtrées (filtres en lignes, nitrate de cellulose, 0,2 μm, Sartorius) et conservées dans différents flacons : (1) tube en verre (24 mL, Wheaton) pour les analyses COD/CID, (2) flacon HPDE 6 mL pour l’analyse des éléments traces par HR ICP-MS, (3) flacon FEP (Fluorinated Ethylene Propylene) 60 mL pour l’analyse des métaux traces par voltamétrie et enfin (4) tube en polycarbonate 10 mL pour l’analyse des sulfates et des nutriments. Le conditionnement de ces échantillons a été réalisé de la même manière que pour les eaux interstitielles. Les échantillons contenus dans les flacons FEP ont ensuite été irradiés sous UV (lampe Hg 254 nm, 100 W) pendant 24 h afin de dégrader la matière organique pour l’analyse des concentrations totales en métaux dissous par voltamétrie.

Expériences de remise en suspension

Afin d’évaluer le comportement des éléments traces, de la matière organique mais aussi des communautés microbiennes, lorsque les sédiments sont remis en suspension dans l’eau de mer, plusieurs expériences de mélange ont été menées pour chaque site. A chaque fois une quantité de sédiment composite (maintenu humide, à température ambiante et sous atmosphère inerte pendant moins de 48 h) a été utilisée pour effectuer en parallèle deux expériences de remise en suspension (Figure II.3-1) :
1) le suivi de la variation de pH et Eh au cours de l’expérience (Figure II.3-1). Cette expérience est accomplie dans un flacon de 1 L avec un ratio solide/liquide de 1 g de sédiment sec par litre d’eau de mer. Les paramètres sont mesurés au bout de 5, 15, 30 min, 1, 3 et 7 h, puis chaque jour pendant deux semaines.
2) l’étude de la cinétique et de l’amplitude de remobilisation des éléments (Figure II.3-1). Elle est réalisée avec 2,5 g de sédiments humide (équivalent à ~ 1 g de sédiment sec) par litre d’eau de mer dans une bouteille de 5 litres soumise à une agitation continue par retournement (15 tours/min. Heidolph Reax 20). Le mélange eau-sédiment est échantillonné suivant une échelle de temps exponentielle de contact : 5, 15, 30 min, 1, 3 et 7 h, 1 et 2 jours et enfin 1 et 2 semaines.
Des flacons pré-nettoyés en PTFE (PolyTétraFluoroEthylène) ont été utilisés pour l’étude du comportement des éléments, tandis que des flacons en HDPE ont été utilisés pour suivre la variation de pH et Eh. Afin de prélever les échantillons, des tuyaux en FEP fixés sur des seringues (l’ensemble ayant été pré-lavé) ont été utilisés afin d’éviter au maximum les contaminations. Chaque sous-échantillon pour les éléments traces est filtré et stocké comme décrit précédemment pour l’eau de mer et l’eau interstitielle analysées.

La fraction sédimentaire

Paramètres physico-chimiques

Les paramètres physico-chimiques fondamentaux (pH, Eh et O2 dissous), sont essentiels pour interpréter les résultats de partitionnement et de spéciation d’éléments. Lors de ce travail, des mesures en laboratoire et in situ ont été réalisées à la fois pour les sédiments et pour la colonne d’eau.
La mesure des paramètres pH et Eh a été effectuée pour chaque prélèvement sédimentaire à l’aide de la carotte pré-percée et pré-scotchée (Scotch imperméable avec toile renforcé, Plasto) avec une résolution verticale de 1 cm. Un pH/mV-mètre 93327 IP 67 (Bioblock Scientific) a été utilisé pour la mesure du pH et de l’Eh. La mesure du pH a été effectuée avec une électrode combinée (Ag/AgCl/KCl 3 M) de type micropointe (diamètre de 5 mm, Bioblock Scientific). Cette dernière a été préalablement calibrée (avant chaque nouveau set de mesure) à l’aide de solution tampon à pH 4,01 ; 7,01 et 10,01 (HANNA). Concernant la mesure de l’Eh, l’électrode de mesure était en Pt (Radiometer Copenhagen) couplée à celle de référence en Hg/Hg2Cl2/KCl 3 M (Radiometer Analytical, Eref = 255 mV/ENH, 25 °C), calibrée avec la solution de Zobell (Eh = 430 mV/ENH à 25 °C, Thermo Scientific). Afin de pouvoir faire pénétrer les électrodes dans les trous pré-percés, le scotch a été préalablement lacéré à l’aide d’un cutter. Une fois le scotch fendu, la mesure de l’Eh était effectuée en priorité afin de limiter le temps de contact avec l’air ambiant générant une ré-oxydation du sédiment et pouvant entraîner des perturbations dans les mesures de l’Eh. Pour ce faire, l’électrode de Pt a été introduite dans le sédiment tandis que celle de référence a été plongée dans l’eau surnageante afin d’éviter tout contact avec les sulfures. En effet en présence de sulfure, le chlorure de mercure pourrait se transformer en sulfate de mercure, modifiant ainsi le potentiel de référence. Une fois la mesure de l’Eh terminée, l’électrode de pH a été introduite avec délicatesse. Les mesures d‘Eh et pH étaient faites successivement de haut en bas de la carotte pour éviter l’assèchement des couches superficielles et la percolation de l’eau interstitielle avant les mesures. Après chaque mesure, le trou de mesure était rebouché afin d’éviter la perte d’eau et l’intrusion d’oxygène.

Teneurs en carbone particulaire

Les teneurs en carbone organique particulaire (POC) et en carbone inorganique particulaire (PIC) ont été mesurées à l’aide d’un CHNS flash 2000 (Thermo Electron). La teneur totale en carbone a été déterminée en utilisant la méthode d’oxydation catalytique à haute température (900 °C) avec détection du CO2 (Benner and Strom, 1993). L’appareil a été calibré en utilisant l’étalon de sol NC (Thermo Electron). Afin de quantifier la teneur en carbone organique, l’échantillon a été acidifié avec H3PO4 (Fisher Scientific, Analytical Reagent grade, 85%) de sorte à volatiliser le carbone inorganique. Ensuite, l’échantillon a été analysé suivant la même méthode que pour le carbone total. Enfin, la concentration en carbone inorganique a été calculée comme étant la différence entre les teneurs en carbone total et organique. Chaque échantillon a été analysé en triplicat.

Extraction des ETMMs contenus dans le sédiment

Afin de dissoudre la majorité des phases porteuses (excepté la silice) et de quantifier la teneur semi-totale des éléments contenus dans les sédiments, une extraction à l’eau régale (HNO3/HCl 1/3 v/v, Trace Metal Grade, Fisher) a été réalisée. Pour ce faire, 100 mg de sédiment sec ont été pesés dans un réacteur en téflon dans lequel ont été ajoutés 10 mL d’eau régale. Une fois préparés, les échantillons ont subi une digestion assistée par micro-ondes (Milestone) (Figure II.4-1). Le programme utilisé a consisté en une rampe de température augmentant linéairement jusqu’à 240 °C en 20 minutes puis en un plateau à 240 °C pendant 20 minutes. Une fois la digestion terminée et le minéralisat refroidi, le digestat a été dilué 2,5 fois avec de l’eau milli-Q. La validation de la méthode d’extraction a été faite au préalable avec du matériel certifié (PACS-2, National Conseil de recherches du Canada n = 20, précision entre 0,9 et 7% selon l’élément considéré (Tessier et al., 2011)).
Trois extractions sélectives ont été effectuées. Ces extractions sélectives permettent d’extraire des éléments préalablement adsorbés sur/associés à des phases porteuses en les détruisant de façon sélective. Le même protocole a été suivi pour les trois extractions : 100 mg de sédiments secs ont été mélangés à 10 mL d’extractant dans un tube en PP agité par retournement (6 rpm, Heidolph Reax 20) pendant 24 h, puis centrifugé (4 248 FCR, 15 min). Le surnageant a été filtré (filtres en ligne, nitrate de cellulose, 0.2 μm, Sartorius) puis le filtrat a été conservé dans l’obscurité à 4 °C (Figure II.4-1). Les trois extractions étaient les suivantes :
– Une extraction à l’ascorbate, effectuée à pH 8,2 (0,6 NaHCO3, 0,2 M C6H5Na3O7 et 0,1 M C6H8O6 (Merck, analyse pro)) afin de dissoudre sélectivement les oxyhydroxydes amorphes et donc quantifier les éléments qui y sont liés (Haese et al., 2000) .
– Une extraction acide (HCl 1 M, Merck, Suprapur), réalisée pour évaluer la biodisponibilité et la mobilité potentielle des éléments (Larrose et al., 2010). Les minéraux extractibles à l’acide contiennent des oxyhydroxydes de fer (ferrihydrite), des carbonates (sidérite), du phosphate (vivianite) (Paul et al., 2009) ainsi que des sulfures volatils acides (Larner et al., 2008).
– Une extraction alcaline (0,1 M NaOH, Merck, Suprapur), réalisée pour extraire la matière organique particulaire (POM) ainsi que les éléments en compétition avec l’ion hydroxyle (OH-) tel que P, As, Al (Cappuyns and Swennen, 2005; Ho et al., 2012). L’extrait est filtré (0,2 μm) et minéralisé sous irradiation UV (2 h, 500 W, Metrohm 705) dans des tubes en quartz.

L’eau et les mélanges eau-sédiment

Paramètres physico-chimiques

Les mesures de pH et d’Eh dans l’eau initiale et les mélanges eau-sédiment des expériences de remises en suspension ont été effectuée à l’aide du même pH/mV-mètre 93327 IP 67 (Bioblock Scientific) combiné aux mêmes électrodes utilisées que pour la mesure dans le sédiment. La calibration des électrodes a été effectuée chaque jour de prélèvement avec les mêmes solutions tampons que précédemment.

Dosage spectrophotométrique

Afin de déterminer les concentrations en NH4+, SO42-, PO43-, SiO4 et HS- des techniques reposant sur des mesures d’absorbance par un spectromètre UV-visible Shimadzu (UV-1800) ont été utilisées. Les analyses ont été réalisées dans des cuves en polystyrène (Fisherbrand), dont le trajet optique est de 1 cm. Compte tenu du faible volume d’échantillon d’eau interstitielle récupéré, le volume d’échantillon dans ces cuves a été fixé à 1,6 mL.

Les ortho-phosphates

Afin de mesurer les ortho-phosphates contenus dans les échantillons, la méthode développée par Murphy and Riley (1962) a été suivie. Le dosage des ortho-phosphates consiste en la formation d’acide phosphomolybdique en présence d’ortho-phosphate, d’un mélange de molybdate d’ammonium (4 mM), de tartrate de potassium (1,3 mM) et d’antimoine (0,4 mM) à pH acide (acide sulfurique 0,25 mM). Les différents réactifs utilisés ont été préparés individuellement et n’ont été mélangés pour former le réactif final juste avant l’analyse. Ce réactif (200 μL) a alors été ajouté à l’échantillon avant de mesurer l’absorbance de la solution à 885 nm. Une solution mère de phosphates à 10 mM a été préparée à partir de KH2PO4 (Fluka, Pro Analysis) dissous dans de l’eau milli-Q. Des dilutions permettant d’obtenir des concentrations finales couvrant une gamme de 0,1 à 20 μM ont été réalisées pour établir une courbe de calibration.

Quantification de la teneur en carbone et des propriétés spectroscopiques de la MOD

Quantification de la teneur en COD/CID

La quantification du carbone dissous a été réalisée à partir d’un TOC-VCSH (Shimadzu), équipé d’un passeur automatique ASI-5000A. Le carbone dissous est présent sous deux formes dans les eaux naturelles, à savoir le carbone organique (COD) et inorganique (CID). La teneur en COD a tout d’abord été évaluée en mesurant le carbone organique non-volatil (NPOC : nonpurgable organic carbon). De ce fait, l’échantillon a préalablement été acidifié avec HCl (2 M, Analytical Grade, Fisher) puis dégazé (1 à 5 min) sous flux d’O2 avant d’être injecté dans le four à 680 °C en présence d’un catalyseur d’oxydation, des billes d’alumine enrobées de platine ce qui permet la catalyse d’oxydation de l’ensemble des formes carbonées en CO2. Ce dernier est ensuite transporté grâce à un flux continu d’O2 (débit 150 mL.min-1) vers le déshumidificateur et le piège à halogène avant de parvenir à la cellule de détection infrarouge.
Quant à la détermination du CID, elle a été effectuée en acidifiant (pH < 3) l’échantillon avec de l’acide phosphorique (4,5 M, Analytical Grade, Fisher) dans le module IC Reaction Vessel. Cette acidification permet de transformer les espèces carbonatées en CO2 qui suit alors le même chemin que précédemment. Les gammes d’étalonnage en COD et CID ont été préparées à partir d’hydrogénophtalate de potassium et d’hydrogénocarbonate de sodium (Pro Analysis, Fisher). La limite de détection a été estimée à 0,1 mgC.L-1. Les gammes d’étalonnages pour le COD et le CID allaient de 0 à 5 mgC.L-1 et de 0 à 50 mgC.L-1 respectivement. Afin de valider la mesure, un matériel certifié de référence (SUPER-05, Environment Canada) a été analysé en début et fin de séquence d’analyse.

Impact des activités portuaires sur la mobilité des ETMMs

Parmi les sites étudiés, l’un d’eux se situait au niveau d’une zone de mytilliculture. Cette activité génère une matière organique particulaire (MOP) fraîche ayant des caractéristiques différentes de celles apportées par les rivières ou encore les dépôts atmosphériques. De plus, la quantité de matière déposée est plus abondante. Le changement de qualité de la matière organique ainsi que l’augmentation de sa quantité modulent ses capacités de complexation avec les ETMMs. L’augmentation de MOP génère une augmentation des sites de sorption disponibles pour les métaux, on peut ainsi s’attendre à une mobilisation de la phase particulaire vers la phase dissoute plus faible pour les éléments liés à la MOP lors de la remise en suspension de sédiments issus d’une zone de mytilliculture (Figure VI.3-1). Cela ne signifie pas que le risque envers le biota est plus limité. En effet, les organismes filtreurs accumulent les ETMMs dissous mais aussi particulaire (Lee et al., 2015; Zimmermann and Sures, 2018).

Opérations de terrain versus expérimentations en laboratoire

Au cours de ces travaux de thèse, un suivi à long-terme d’une opération de dragage a pu être effectué dans la rade de Toulon. Les opérations de terrain représentent des opportunités exceptionnelles permettant d’observer le comportement des éléments considérés dans leur environnement naturel en intégrant toute sa complexité. Elles sont généralement vouées à observer, analyser, décrire des comportements et valider des théories, plutôt qu’essayer de comprendre les mécanismes mis en jeu qui sont généralement nombreux et complexes. Bien que les suivis in situ permettent de prendre en compte l’ensemble des facteurs influençant le comportement des ETMMs, ils présentent de fortes contraintes. La logistique matérielle ainsi que l’accès au terrain rendent délicates ces opérations, qui nécessitent en plus des ressources humaines généralement importantes. Dans le cas d’une étude destinée à observer le comportement des ETMMs lors d’un évènement de remise en suspension, l’hydrodynamique du système est un paramètre délicat à prendre en compte. En effet, l’hydrodynamique du système génère naturellement un effet de dilution par l’apport de masse d’eau du large présentant des concentrations en ETMMs plus faibles ainsi qu’un export des particules (Dufresne, 2015; Mazoyer et al., 2020). Ainsi, la quantité de particules remises en suspension en un lieu donné évolue très rapidement, rendant délicats le suivi du panache. Cet export de particules complique également l’évaluation de l’impact du dragage de sédiment.
En effet, faut-il suivre la concentration dissoute au lieu de dragage ? Faut-il suivre le panache de particules et quantifier les concentrations dissoutes au niveau du panache ? (Figure VI.4-1). Dans le cas de l’utilisation d’un géotextile, à quelle fréquence faut-il échantillonner l’eau de mer pour permettre un bon diagnostic de l’impact du stockage en mer ? à quelle distance du géotextile faut-il échantillonner l’eau ? L’ensemble de ces questions posent problèmes pour permettre une vision globale des impacts et pour la collecte d’un ensemble de données permettant de représenter un modèle avec les observations de terrain. De plus, l’ensemble de ces questions interroge quant à une actualisation des normes législative vis-à-vis des opérations de dragage.

Table des matières

Introduction
Chapitre I : Généralités
Les éléments traces métalliques et métalloïdes
Cycle des éléments chimiques dans un écosystème côtier
Apports des éléments métalliques par les différents compartiments d’un écosystème côtier
Les apports terrigènes et atmosphériques
Le devenir des éléments traces dans la colonne d’eau
Echanges colonne d’eau/sédiment
Le devenir des ETMMs au travers du compartiment sédimentaire
Source des sédiments marins
Les sédiments ligthogènes
Les sédiments biogènes
Les sédiments hydrogènes et cosmiques
La classification sédimentaire
Les processus physiques, biologiques et chimiques sédimentaires affectant le comportement des ETMMs
La diagénèse précoce
Lien entre diagénèse précoce et mobilité des éléments traces métalliques
Les flux diffusifs de ETMMs à l’interface eau-sédiment
Impact de la bioturbation sur le sédiment
Effets de la remise en suspension sur les concentrations en éléments dans la colonne d’eau
Risques liés aux échanges eau-sédiment sur l’écosystème
Le contexte socio-économique particulier de la mer Méditerranée
Objectifs scientifiques de la thèse
Chapitre II : Matériels & méthodes
Site d’étude
Prélèvement et traitement des échantillons
Prélèvements des carottes sédimentaires
Traitement des carottes sédimentaires
Prélèvement et traitement des eaux d’interface
Expériences de remise en suspension
Analyses des échantillons
La fraction sédimentaire
Paramètres physico-chimiques
Teneurs en carbone particulaire
Extraction des ETMMs contenus dans le sédiment
L’eau et les mélanges eau-sédiment
Paramètres physico-chimiques
Dosage spectrophotométrique
L’ammonium
Les sulfures dissous
Les ortho-phosphates
Les sulfates
Les silicates
Quantification de la teneur en carbone et des propriétés spectroscopiques de la MOD
Quantification de la teneur en COD/CID
Mesure d’émission de fluorescence
Analyse des éléments traces
Chapitre III : Impact des activités portuaires sur les caractéristiques du sédiment Diagenetic progression variations in surface sediments as a response to anthropization context
Abstract
Introduction
Experimental
Study areas
Sampling and samples pretreatment
Supernatant and Porewater analysis
Sediment analysis and selective extractions
Results and discussion
Harbor contexts and porewater physico-chemical parameters
Diagenesis progression can be differently altered by coastal human activities
Dissolved organic matter quality impacted by harbors activities
Metals speciation related to harbor contexts
Conclusion
Bilan du chapitre
Chapitre IV : Etude du comportement des éléments traces métalliques lors de la remise en suspension de sédiments
Long-term monitoring emphasizes impacts of the dredging on dissolved Cu and Pb contamination along with ultraplankton distribution and structure in Toulon Bay (NW Mediterranean Sea, France)
Abstract
Introduction
Experimental
Dredging operation and sampling sites
Seawater sampling and samples pretreatment
DGT passive sampling
Chemical analyses
Ultraplankton characterization and enumeration
Statistical analyses
Meteorological data
Results and discussion
Metal concentrations in the Bay during the reference period
Distribution and structure of ultraplankton during the reference period
Dredging significantly affected Cu and Pb contamination in the water column at large spatial scale
Dredging accentuated the spatial trends of ultraplankton structure
Conclusion
Supplementary information
Supplementary information 1
Supplementary information 2
Supplementary information 3
Des observations de terrain à la compréhension des mécanismes
Dynamics of Cu, Cd, Pb, Mn and Fe remobilization from contaminated sediments: effects of chemically-contrasted sediments and seawater
Abstract
Introduction
Experimental
Studied areas and sampling
Seawater and sediment composite characterization
Laboratory resuspension experiments
Chemical analyses
Results and discussion
Sediment characteristics
Resuspension experiments
Temporal variations of physico-chemical conditions during resuspension
Dissimilar behaviour of Fe and Mn
Analogous behavior of Cu, Cd and Pb
Conclusion
Supplementary information
Bilan du chapitre
Chapitre V : Contribution des micro-organismes sur les transferts géochimiques lors de la remise en suspension de sédiments contaminés
Have decades of abiotic studies in sediments been misinterpreted?
Abstract
Introduction
Methods
Sampling and samples pre-treatment
Laboratory resuspension experiments
Chemical analyses
Statistical analyses
Results and Discussions
Resuspension experiment without Sodium Azide
Geochemical transfers are poisoned by the use of NaN3
Conclusion
De la vérification de l’innocuité d’un poison vers une quantification de contribution microbienne
Abiotic reactions regulate metals behavior during sediment resuspension in
seawater
Abstract
Introduction
Methods
Sampling and samples pre-treatment
Laboratory resuspension experiments
Chemical analyses
Statistical analyses
Results and Discussions
Physico-chemical parameters short-term variations are not linked to microbial activities
Transfer of metals are mostly due to abiotic processes during sediment resuspension
Conclusion
Supplementary information
Bilan du chapitre
Chapitre VI : Discussion générale
Rappel des objectifs de la thèse
Synthèse des principaux résultats obtenus au cours de la thèse
Impact des activités portuaires sur la mobilité des ETMMs
Opérations de terrain versus expérimentations en laboratoire
Explication des observations de terrain par des expérimentations en laboratoire
Le comportement de Cu
Le comportement de Pb
Bilan des comparaisons et suggestions d’amélioration des pratiques de dragage
Effet de la remise en suspension de sédiment sur les microorganismes
Chapitre VII : Conclusion et perspectives
Perspectives
Etude de l’impact de la durée et de l’intensité de la remise en suspension
Intégration du renouvellement d’eau dans les expériences en laboratoire
Le comportement de contaminants émergeants
Réferences bibliographiques

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