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Définition des métaux et métalloïdes et des éléments traces métalliques
Les métaux lourds sont des métaux formant des précipites insolubles avec les sulfures, dont la masse volumique est supérieure a 6 g.mL–1 (parfois la définition donne une limite de 4,5 ou 5,0 g.mL–1) et dont le numéro atomique est supérieur a 20. Ils sont caractérisés par l’existence d’un réseau métallique à l’état solide (des ions positifs dans une mer d’électrons) et par une tendance à céder des électrons (s’oxyder). Les métaux lourds sont réputés toxiques, alors que certains sont des oligo-elements (Cu, Zn, Fe). C’est pourquoi le terme de métal lourd est souvent appliqué à tort à des éléments en raison de leur toxicité. Le Si, Ge, As, Se, Sb et Te sont des métalloïdes (qui ont un caractère métallique partiel ou peuvent exister sous des formes métalliques ou non métalliques). Les métaux lourds ainsi que les métalloïdes sont présents le plus souvent dans l’environnement sous forme de traces. Les plus toxiques d’entre eux sont le cadmium, l’arsenic, le plomb et le mercure. Ces éléments sont présents naturellement dans la croûte terrestre et dans tout organisme vivant, à des concentrations variables suivant les milieux et les organismes. La pollution par les métaux toxiques (METOX) regroupe sept métaux et un métalloïde (chrome, zinc, cuivre, nickel, plomb, arsenic, cadmium et mercure) (Koller, 2004). Les éléments sont dits traces par rapport à leur concentration massique dans un certain milieu. Lorsque leur teneur est inferieure a un pour mille en moyenne dans la croute terrestre, ce sont des éléments traces de la croute. Lorsque leur concentration est inferieure a 0,1 pour mille dans les êtres vivants (certains auteurs donnant une limite de 1 % dans les plantes), ils sont qualifies d’éléments-traces des êtres vivants. Certains métaux sont des éléments majeurs (Ca, Mg, K), d’autres des éléments-traces (Zn, Cd, Cu, Co, Cr, Tl, Hg, Ni, Mo, Pb). Certains métalloïdes ou non-métaux sont des éléments majeurs (C, O), d’autres des éléments-traces (Se, As). Les éléments en traces pour désigner les polluants inorganiques faisant l’objet de notre étude, c’est-à-dire Sb, As, Zn, Cd, Cr, Pb.
Potentiel redox
Les conditions d’oxydo-réduction déterminent le comportement des éléments chimiques à plusieurs valences. Elles mesurent l’aptitude d’un milieu à fournir les électrons à un agent oxydant ou à retirer des électrons à un agent réducteur. Ainsi, les formes oxydées prédominent pour un potentiel redox élevé, alors que les faibles valeurs favorisent l’apparition d’espèces réduites. Le potentiel redox des sols varie souvent avec les conditions d’hydromorphie, les valeurs les plus courantes sont comprises entre – 200 mV et 400 mV (Remon, 2006). Ce domaine de variation recouvre différents degrés d’oxydation de nombreuses espèces en solution, influant ainsi directement ou indirectement sur la mobilité des métaux qui constituent ces espèces minérales. Elle influence la capacité d’un ETM à se fixer sur une phase réceptrice en modifiant le degré d’oxydation de l’élément, ou celui de la phase. Une modification du produit de solubilité de cette association potentielle peut de ce fait intervenir, en la privilégiant ou en la défavorisant. Outre l’influence directe du potentiel rédox du milieu sur l’état d’oxydation des ETM et donc sur leur mobilité, ce facteur intervient également sur les composants du sol qui fixent les métaux (Moszkowicz, 2002). Les conditions réductrices sont rencontrées lorsqu’il y a une faible teneur ou une absence d’oxygène (anaérobies), comme dans un sol saturé d’eau (Alloway, 2013). À l’inverse, les conditions oxydantes (aérobies) se distinguent normalement dans des milieux bien drainés et/ou perméables où l’oxygène n’est pas consommé ou utilisé. Ce potentiel influence la capacité d’un ETM à se fixer sur une phase réceptrice en modifiant le degré d’oxydation de l’élément, ou celui de la phase. Globalement, les conditions oxydantes favorisent la rétention des ETMs dans les sols par des mécanismes de précipitation, tandis qu’un état réducteur accélère leur migration, à la suite de la dissolution de complexes (USEPA., 1992).
Carbonates
Les carbonates sont représentés de façon très variable dans les sols. Leur présence est gouvernée par la nature du matériau parental, les plus riches en calcaire étant d’origine principalement sédimentaire. Leur dissolution est rapide, et la présence de carbonates actifs (ou réactifs) maintient le pH du sol à une valeur élevée, provoquant un accroissement de la complexation de la majorité des ETM sur les phases particulaires (Calvet, 2003). En sol calcaire, les carbonates de calcium sont les constituants majeurs qui interviennent dans la fixation des éléments traces, soit par adsorption, soit par précipitation d’hydroxydes ou de carbonates, ou encore par insertion dans le réseau de CaCO3 (Juste, 1995). Il est fréquent que des carbonates précipitent dans les sols sous forme d’horizon d’accumulation ou de concrétions (Legros, 2007), entraînant la co-précipitation d’ETM associés.
La phytoremédiation : un procédé biologique de dépollution des sols
Le traitement des sols regroupe un ensemble de techniques, dont la fiabilité dépend de la nature et de l’importance de la pollution mais aussi de la performance du procédé utilisé et de son coût. L’importance des enjeux environnementaux (pollution des nappes et risques sanitaires) et économiques a permis le développement de différentes technologies pour la réhabilitation de sites pollués. Dans ce contexte, l’usage futur du site conditionne fortement le choix de traitement. Afin de pallier aux principales limitations des méthodes actuellement disponibles dans les stratégies de dépollution (traitement ex-situ par dégradation biologique des polluants organiques, désorption thermique, incinération ou lavage du sol après extraction), les recherches s’orientent depuis quelques années vers l’utilisation de plantes supérieures. En effet, il a été mis en évidence que la présence d’un couvert végétal induit ou stimule la biodégradation de contaminants organiques (Reilley et al., 1996). De même, certaines plantes, dites métallophytes, sont capables de se développer et de se maintenir spontanément sur des sites fortement contaminés par divers ETM et certains de ces végétaux, qualifiés d’hyperaccumulateurs, ont la capacité de stocker massivement les ETM dans leurs parties aériennes (Brooks, 1998). Les études concernant l’écophysiologie et le métabolisme des plantes supérieures en milieu contaminé, ont progressivement permis d’insérer le concept de phytoremédiation à côté de celui de bioremédiation des sites pollués. Aujourd’hui, le terme de phytoremédiation est largement accepté et regroupe un ensemble de méthodes basées sur l’utilisation de végétaux supérieurs dans un objectif de réhabilitation de sites pollués.
Plantes indicatrices
Présentent une capacité de prélèvement des ETM proportionnelle à la fraction totale en ETM dans les sols jusqu’à des teneurs toxiques. Dans ce cas, l’absorption est régulée ou se fait de manière passive. Les plantes sont dites indicatrices car les concentrations mesurées dans la plante reflètent celles observées dans le sol. A l’heure actuelle, le principal obstacle au développement des procédés de phytoremédiation réside dans le nombre réduit d’espèces potentiellement utilisables à l’échelle industrielle. En effet, la sélection d’espèces métallophytes est dépendante du type de polluant mais aussi des conditions de culture (climatiques et édaphiques) et des caractéristiques de l’espèce sélectionnée (vivaces ou pérenne, non invasive…). Tout ces paramètres sont difficiles à contrôler et représentent une limitation supplémentaire du procédé. Par conséquent, il est nécessaire de poursuivre les recherches afin de sélectionner de nouvelles plantes tolérantes et/ou accumulatrices et de mieux comprendre leur comportement sur site pollué.
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Table des matières
Introduction
CHAPITRE 1: SYNTHESE BIBLIOGRAPHIQUE
I.1. Définition des métaux et origines des métaux lourds
I.1.1. Définition des métaux et métalloïdes et des éléments traces métalliques
I.1.2. Les origines des éléments traces métalliques dans le sol
I. 1.2.1. Origine naturelle
I.1.2.2. L’origine anthropique
I.3. Facteurs affectant et influençant la rétention et la mobilité des éléments en traces minéraux
I.3.1.pH
I.3.2. Potentiel redox
I.3.3. La force ionique de la solution du sol
I.3.4. La matière organique
I.4. Les principaux constituants minéraux et organiques du sol
I.4.1. La fraction minérale
I.4.1.1.L’argile
I.4.1.2.Carbonates
I.4.1.3. Oxydes et les hydroxydes de fer et de manganèse
I.4.2. Macromolécules organiques et complexe argilo-humique
I.5. métaux lourds dans la plante
I.5.1. Mécanismes de transport des éléments-traces au sein du végétal
I.5.1. 1 Absorption racinaire
I.5.1. 2 Translocation
I.5.1. 3 Accumulation
I.5.2. La phytoremédiation : un procédé biologique de dépollution des sols
I.5.2.1. définition de la phytoremédiation
I.5.2.2. Différentes techniques de phytoremédiation
I.5.3. Les espèces végétales métallophytes
I.5.3.1 plantes excluantes
I.5.3.2. Plantes hyperaccumulatrices
I.5.3.3. Plantes indicatrices
I.6. Plantes et stress oxydatif
I.6.1. Définition du stress oxydatif
I.6.2. Conséquences du stress oxydatif
I.6.2.1. peroxydation lipidique (lipoperoxydation)
I.6.2. 2. L’oxydation des protéines
I.6.2.3. Dommages de l’ADN
I.6.3. Les antioxydants
I.6.3.1. Définition des antioxydants
I.6.3.1.1.Les principaux antioxydants non enzymatiques
a. L’ascorbate ou vitamine C
b. Le glutathion
c. La vitamine E
d. Les caroténoïdes
I.6.3.1.2.Les principaux antioxydants enzymatiques
a. La catalase
b. Les peroxydases (POD)
c. Polyphénoloxydase
d. La glutathion-transférase
CHAPITRE II: Matériels et méthodes
II.1. Présentation de la zone d’étude
II.1.1. Situation géographique
II.1.2. Situation pédologique
II.1.3. Géologie
II.1.4. Hydrographie
II.1.5. Climat
II.1.6. Végétation
II.2. plan d’échantillonnage
II.2. 1. Echantillonnage et prélèvement du sol
II.2.2. Echantillonnage et prélèvement de la végétation
a. Pour la détermination des teneurs métalliques
b. Pour la mesure de l’activité des enzymes antioxydantes
II.3. Méthodes d’analyses physico-chimiques des sols
II.3.1. pH du sol
II.3.2. Conductivité électrique (CE)
II.3.3. Dosage de la matière organique
II.3.4. Dosage du calcaire total
II.3.5. Le calcaire actif (CA)
II.3.6. Dosage du Phosphore assimilable (P2O5)
II.3.7. Analyse granulométrique
II.4. Détermination des teneurs métalliques
II.4.1. Détermination des ETM dans les sols et dans les plantes
II.4.1.1. Dosage des éléments traces métalliques dans les sols et dans les plantes
II.5. Mesure des enzymes du système anti-oxydant
II.5.1. Dosage de l’activité catalase (CAT)
II.5.2. Dosage des activités des polyphenoloxydases (PPO) et des peroxydases (PO)
II.5.2.1.Co-Extraction des polyphenoloxydases (PPO) et des peroxydases (PO)
II.5.2.1.1. Dosage de l’activité peroxydase (PO)
II.5.2.1.2. Dosage de l’activité polyphénoloxydase (PPO)
II.5. 3. Activité phénylalanine-ammonia-lyase (PAL)
II.5.4. Glutathion S-transferase (GST)
II.5. 5. Dosage des protéines
II.6. Analyse statistique des résultats
CHAPITRE III: Résultats et discussion
III.1. Caractérisation physico-chimique générale et teneurs en ETM dans le sol et la végétation
III.1.1. Caractérisation physico-chimique et teneurs en ETM des sols
III.1.1.1. Caractérisation physico-chimique des sols
III.1.1.1.1. Le potentiel hydrique (pH)
III.1.1.1. 2. Matière organique (%)
III.1.1.1. 3. La conductivité électrique (CE)
III.1.1.1. 4. Calcaire total
III.1.1.1. 5. Calcaire actif
III.1.1.1.6. P2O5
III.1.1.1.7 .Granulométrie
III.1.1.2. Caractérisation des Teneurs en ETM dans le sol
III.1.1.2.1. Crome
III.1.1.2.2. Arsenic
III.1.1.2.3. Cadmium
III.1.1.2.4. Plomb
III.1.1.2.5. Antimoine
III.1.1.2.6. Zin
III.1.1.2.1. Indices de contamination
a. Indice de contamination /pollution
b. Index de la pollution (IP)
III.1.1.2.2. Discussion des corrélations et des résultats relatifs a la physico-chimie et les ETM dans le sol
III.1.1.3. Caractérisation des Teneurs en ETM dans le végétal
III.1.1.3.1. Teneurs en ETM chez Santolina chamaecyparissus
III.1.1.3.1.1. Chrome
III.1.1.3.1.2. Arsenic
III.1.1.3.1..3. Cadmium
III.1.1.3.1.4. Antimoine
III.1.1.3.1.5. Plomb
III.1.1.3.1.6. Zinc
III.1.1.3.2. Teneurs en ETM chez Scabiosa atropurpurea L
III.1.1.3.2.1. Chrome
III.1.1.3.2.2. Arsenic
III.1.1.3.2.3. Cadmium
III.1.1.3.2.4. Antimoine
III.1.1.3.2.5. Plomb
III.1.1.3.2.6. Zinc
III.1.1.3.3. Comparaison des teneurs en ETM des deux plantes
III.1.1.3.3.1 Effet organe
III.1.1.3.3.1.1. Cadmium
III.1.1.3.3.1.2. Chrome
III.1.1.3.3.1.3.Arsenic
III.1.1.3.3.1.4. Plomb
III.1.1.3.3.1.5. Zinc
III.1.1.3.3.1.1.Antimoine
III.1.1.3.3.2 Effet espèce
III.1.1.3.3.2.1. Cadmium
III.1.1.3.3.2.2.Plomb
III.1.1.3.3.2.3. Zinc
III.1.1.3.3.2.4. Chrome
III.1.1.3.3.2.5. Arsenic
III.1.1.3.3.2.6. Antimoine
III.1.1.3.4.. Indices de contamination ou d’accumulation
a. Rapport d’accumulation (RA)
b. Rapport de translocation (RT)
III.1.1.3.5. Discussion des corrélations et des résultats relatifs aux ETM dans la végétation
III.2. Effet des métaux lourds sur le système antioxydant des plantes étudiées
III.2.1. Catalase
III.2.1.1. Effet du Cadmium sur la catalase
III.2.1.2. Effet du Plomb sur la catalase
III.2.1.3. Effet du Chrome sur la catalase
III.2.1.4. Effet de l’Antimoine sur la catalase
III.2.1.5. Effet du Zinc sur la catalase
III.2.1.6. Effet de l’Arsenic sur la catalase
III.2.2.Glutathion S-Transférase (GST)
III.2.2.1. Effet du Zinc sur la Glutathion S-Transférase
III.2.2.2. Effet du Cadmium sur la Glutathion S-Transférase
III.2.2.3. Effet de l’Antimoine sur la Glutathion S-Transférase
III.2.2.4. Effet de l’Arsenic sur la Glutathion S-Transférase
III.2.2.5. Effet du Plomb sur la Glutathion S-Transférase
III.2.2.6. Effet du Chrome sur la Glutathion S-Transférase
III.2.3. Péroxydase (POD)
III.2.3.1. Effet du Cadimum sur la Péroxydase
III.2.3.2. Effet de l’Antimoine sur la Péroxydase
III.2.3.3 Effet de l’Arsenic sur la Péroxydase
III.2.3.4. Effet du Plomb sur la Péroxydase
III.2.3.5. Effet du Zinc sur la Péroxydase
III.2.3.6. Effet du Chrome sur la Péroxydase
III.2.4.La polyphénoloxydase (PPO)
III.2.4.1. Effet du Cadmium sur la polyphénoloxydase
III.2.4.2. Effet du Chrome sur la polyphénoloxydase
III.2.4.3. Effet de l’Arsenic sur la polyphénoloxydase
III.2.4.4. Effet de l’Antimoine sur la polyphénoloxydase
III.2.4.5. Effet du Zinc sur la polyphénoloxydase
III.2.4.6. Effet du Plomb sur la polyphénoloxydase
III.2.5. La phénylalanine-ammonia-lyase
III.2.5.1.Effet du Cadmium sur la phénylalanine-ammonia-lyase
III.2.5.2. Effet du Chrome sur la phénylalanine-ammonia-lyase
III.2.5.3. Effet de l’Arsenic sur la phénylalanine-ammonia-lyase
III.2.5.4. Effet de l’Antimoine sur la phénylalanine-ammonia-lyase
III.2.5.5. Effet du Zinc sur la phénylalanine-ammonia-lyase
III.2.5.6. Effet du Plomb sur la phénylalanine-ammonia-lyase
Conclusion
Références bibliographiques
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