Impact des Anodes Galvaniques

Impact des Anodes Galvaniques 

À ce jour, les études portant sur les systèmes de protection cathodique se sont focalisées principalement sur la caractérisation des produits de corrosion formés à la surface de la cathode ou des anodes, ainsi que le transfert des éléments libérés par la dissolution des anodes métalliques dans la colonne d’eau et les sédiments. Les premières études ont permis de caractériser le dépôt calcomagnésien formé en surface du métal polarisé (cathode) de façon à mieux comprendre sa mise en place et optimiser son rôle de protection (Refait et al., 2015). Selon la valeur du pH, le dépôt sera composé majoritairement d’hydroxyde de magnésium ou de carbonate de calcium (Carre, 2017). La dissolution de l’anode libère quant à elle les éléments qui la constituent pour former un dépôt gélatineux constitué majoritairement de sulfate d’aluminium basique (Na0,1[AlO4Al12(OH)24(H2O)12] (SO4)3,55) (Deborde et al., 2015; Taline, 2018). La matrice amorphe (ou nanocristalline) fortement hydratée (gel) et poreuse de ce dépôt entoure le métal sans entraver la dissolution de l’anode favorisant la dispersion dans le milieu des éléments constitutifs de l’anode. Ces éléments passent dans la fraction dissoute et particulaire de la colonne d’eau pouvant enrichir le compartiment sédimentaire de milieux soumis à de faibles conditions hydrodynamiques (Caplat et al., 2020).

Dans les ports commerciaux, la charge des anodes galvaniques à base d’aluminium peut atteindre quelques centaines de tonnes (Kirchgeorg et al., 2018). Étant donné que les ports sont des zones confinées ou semi-fermées avec des eaux peu profondes et un faible renouvellement en eau de mer par la marée ou le courant, les apports de métaux provenant de la dissolution des anodes peuvent être importants, entraînant des dommages écologiques potentiels. Dans leurs travaux, Gabelle et al. (2012) ont montré qu’il n’y avait pas d’augmentation significative de la concentration en aluminium dans la colonne d’eau, a contrario de la concentration dans les sédiments prélevés à proximité des anodes (12,9 à 32,4 g kg-1 ). Un tel enrichissement est caractéristique des zones anthropiques utilisant des anodes galvaniques où aucun dragage n’est effectué. Une autre étude en conditions semi-naturelles, impliquant des anodes galvaniques à base de zinc, a mis en évidence l’enrichissement en zinc dans les sédiments directement en contact avec la phase aqueuse (Leleyter et al., 2007). Plus précisément, le zinc libéré est stocké majoritairement dans deux fractions labiles des sédiments : les fractions acidosolubles et réductibles. Lors d’une expérience à grande échelle, menée pendant 12 mois avec de l’eau de mer naturelle, les auteurs ont protégé des structures en acier au carbone à l’aide d‘anodes galvaniques à base de zinc. Une augmentation significative de la concentration en zinc a été mesurée dans l’eau ainsi que dans les sédiments de surface qui sont alors devenus une source de pollution secondaire, pouvant remobiliser le zinc dans la colonne d’eau. Après 1 mois d’expérimentation, la concentration initiale en zinc de 40 µg L-1 est passé à 1 090 µg L-1 soit une augmentation de la concentration initiale par un facteur 27 (Rousseau et al., 2009). Les auteurs ont précisé que l’enrichissement en zinc était plus faible en condition naturelle. Bird et al. (1996) estiment que l’augmentation locale des concentrations de zinc dissous près des marinas ouvertes peut se situer entre 2 et 5 µg L-1 amenant à un niveau environnemental de 20 µg L-1 . Des augmentations des concentrations de zinc dans les sédiments des marinas allant jusqu’au double des niveaux de fond (jusqu’à 200 µg g-1 ) ont également déjà été rapportées (Bird et al., 1996).

L’Aluminium

L’Aluminium en tant qu’élément

L’aluminium est le 1er métal et le 3ème élément le plus abondant de la croute terrestre, principalement présent sous forme de bauxite. L’homme l’utilise dans le secteur des transports, des emballages, des équipements électriques ainsi que dans le secteur médical où il est utilisé sous forme de phosphates, d’hydroxydes ou de sulfates comme adjuvant dans les vaccins humains et vétérinaires (Lindblad, 2004). En France, les concentrations d’aluminium dans l’eau potable sont réglementées, le code de la santé publique a fixé le seuil à 200 µg L-1 selon les recommandations de l’Organisation Mondiale de la Santé établies (OMS) en 1994, 1998 et 2004. Les sels d’aluminium ont longtemps été utilisés dans les stations de traitement de l’eau, comme agents de coagulation lors de l’étape dite de «coagulation-floculation ». Cette étape vise à réduire la présence de matière en suspension dites colloïdales dans l’eau pour éliminer la couleur et la turbidité afin d’obtenir une qualité d’eau garantissant l’efficacité de l’étape de désinfection ultérieure. L’utilisation de ces sels nécessitait des conditions de mise en œuvre très précises afin que l’aluminium soit éliminé à l’issue du traitement de l’eau mais le non-respect de ces conditions est à l’origine de « fuites » d’aluminium soluble dans les eaux traitées. Aujourd’hui, ce sont des sels de fer qui sont utilisés en remplacement des sels d’aluminium jugés trop à risque pour la santé, notamment chez les personnes souffrant d’insuffisances rénales et traitées par dialyse (Seidowsky et al., 2018).

Concernant le milieu marin, il n’existe à l’heure actuelle aucun seuil de toxicité pour l’aluminium. Après une étude basée sur les résultats d’essais de toxicité de 11 espèces marines de différents niveaux trophiques, Golding et collaborateurs (2015) ont proposé une concentration sans effet de 24 µg L-1 d’aluminium total (Golding et al., 2015). Les secteurs de la métallurgie et de la sidérurgie sont à l’origine de 97 % des émissions directes d’origine humaine. Bien que les sources anthropiques d’aluminium dans les systèmes aquatiques soient plus faibles que les sources naturelles à l’échelle mondiale (Rauch and Pacyna, 2009), on assiste à une augmentation des rejets anthropiques dans les écosystèmes aquatiques. Les apports fluviaux en aluminium dissous dans l’océan existent mais sont considérés comme négligeables car la majorité de cet élément se retrouve dans les sédiments estuariens ou est captée par les processus biologiques mis en jeu dans les eaux côtières (Tria et al., 2007). C’est en fait les apports de particules et de poussières atmosphériques (de diamètre inférieur à 5 µm) émis par les zones désertiques qui constituent la source majeure en aluminium dans les eaux de surface des océans (Hydes, 1983; Hydes et al., 1988; Kramer et al., 2004; Maring and Duce, 1987). En effet, ces particules présentent un temps de séjour dans l’atmosphère qui peut atteindre plusieurs jours, ce qui permet leur transport sur de longues distances et de les déposer très loin de leur source d’émission. Par exemple, les concentrations en aluminium sont jusqu’à 40 fois plus faibles dans l’océan Pacifique par rapport à l’océan Atlantique à cause des apports importants du vaste désert du Sahara auquel ce dernier est soumis, alors que la majeure partie de l’océan Pacifique n’a pas de sources terrestres très influentes (Tria et al., 2007). On peut également citer un autre exemple intéressant avec le cas de la mer Méditerranée qui présente des concentrations d’aluminium dissous plus élevées que les autres mers ouvertes en raison de sa forte exposition aux poussières de l’Afrique du Nord (Hydes et al., 1988). Les flux atmosphériques sont le principal facteur influant sur les concentrations de l’aluminium dans les écosystèmes aquatiques. Cependant, de manière générale les profils verticaux sont similaires avec des concentrations plus élevées dans les eaux de surface, des minima à mi profondeur et une augmentation à la base de la colonne d’eau liée à la dissolution des particules sédimentaires.

Table des matières

INTRODUCTION GÉNÉRALE
CHAPITRE I – État de l’art
1. Impact des Anodes Galvaniques
2. L’Aluminium
2.1. L’Aluminium en tant qu’élément
2.2. Toxicité de l’aluminium chez les organismes marins
3. Le Zinc
3.1. Le Zinc en tant qu’élément
3.2. Toxicité du zinc chez les organismes marins
4. Biologie des modèles d’études
4.1. Les Mollusques
4.2. Les Producteurs primaires
5. Objectifs de la thèse
CHAPITRE II – Démarches expérimentales & méthodologiques
1. Dispositif expérimental simulant la dissolution d’une anode galvanique
2. Dosage des métaux dans l’eau de mer
3. Dosage des métaux dans le biote
4. Analyses statistiques
CHAPITRE III – Effets d’une anode galvanique à base d’aluminium chez les mollusques
1. Introduction
2. Biomarqueurs étudiés
2.1. Biomarqueurs individuels
2.2. Biomarqueurs d’immunité
2.3. Biomarqueurs biochimiques
2.4. Biomarqueurs histologiques
2.5. Embryotoxicité
3. Matériels et Méthodes
3.1. Organismes
3.2. Biomarqueurs individuels
3.3. Biomarqueurs immunitaires
3.4. Biomarqueurs biochimiques
3.5. Biomarqueurs histologiques
3.6. Test d’embryotoxicité
L’huître creuse Crassostrea gigas
CONCLUSION GÉNÉRALE

Lire le rapport complet