Conclusion partielle

Ce chapitre a présenté et discuté les résultats obtenus lors du deuxième échantillonnage réalisé en 2019. Une comparaison avec les résultats de 2018 démontre l’impact de la saisonnalité sur la mobilité de l’arsenic. En effet, la différence entre les flux diffusifs observés selon les deux années est significative, avec des flux plus élevés à l’interface eau-sédiment en 2018 dans les deux directions. Ces différences sont causées par la période d’échantillonnage et l’avancement de la saison. L’échantillonnage de 2019 s’étant déroulé près de la période de fonte des glaces alors que celui de 2018 semblait déjà plus avancé dans l’été. Les flux de carbone et l’oxygénation de la colonne d’eau viennent influencer la mobilité de As de façon importante.

Le chapitre a également porté sur le cycle du soufre, avec l’analyse des sulfures et sulfates dans les eaux porales et le pourcentage en S total dans les sédiments. Les résultats laissent supposer qu’il y a un possible enfouissement de As avec les sulfures de fer (FeS) dans les lacs à 30, 40, 60 et 80 km dû à la similarité des profils de As, Fe et S2-_{. Les calculs thermodynamiques révèlent que la} mackinawite est la phase minérale qui précipite dans les lacs à 50 km et plus, et l’As peut s’adsorber sur celle-ci. Les prédictions des modèles pourraient être confirmées en mesurant les sulfures de fer avec une extraction séquentielle. Les calculs de la spéciation révèlent que pour la majorité des lacs, l’espèce As(III) domine dans les eaux porales sauf lorsque le pH du lac est plus alcalin, on observe plutôt une proportion plus élevée ou égale en As(V).

Conclusion

Cette maîtrise avait pour objectif d’évaluer la mobilité de l’arsenic dans les sédiments de huit lacs subarctiques contaminés par la mine Giant. Le projet cherchait notamment à étudier l’impact de la diagenèse sur la contamination de l’As dans les sédiments, corriger cet effet afin de reconstruire la concentration historique de As et évaluer les flux diffusifs à l’interface en réponse à la contamination causée par la mine. Un deuxième échantillonnage a permis d’élargir le jeu de données recueillies afin de mieux identifier les réactions de As dans les sédiments mais aussi l’influence de la saisonnalité sur sa mobilité.

L’extraction des eaux porales et l’utilisation de la modélisation diagenétique inverse a permis d’obtenir des taux nets de réactions, soit des zones où As est produit ou consommé des eaux porales, ainsi que des flux diffusifs actuels à l’interface eau-sédiment. Les taux de réactions ont permis de corriger les effets de la diagenèse sur les profils sédimentaires pour révéler la concentration de As au moment de sa déposition. Les résultats indiquent d’abord que ces taux nets de réaction, à eux seuls, ne permettent pas de prédire la proportion de As remobilisé du sédiment. En effet, pour NW10, quoique les taux nets de réactions et les flux diffusifs vers la colonne d’eau soient élevés, le profil sédimentaire révèle que la correction de la diagenèse n’est pas nécessaire. Cependant, la correction pour la diagenèse pour les lacs à 20 et 40 km indique que jusqu’à 50% de l’arsenic a été remobilisé depuis sa déposition. On fait l’hypothèse que les lacs ayant une vitesse de sédimentation plus faible permettent un contact plus prolongé avec les zones réactives. Enfin, les profils de concentration d’As en phase solide sont plus affectés par la diagenèse. De plus, tous les lacs situés à plus de 20 km présentent des dépositions d’arsenic anthropique entre 1949 et 1999, soit la période d’opération de la mine Giant et qui continuent même des décennies après cette période.

Ce projet de maîtrise révèle, pour la première fois, la combinaison de facteurs qui influencent l’intensité de la diagenèse. En effet, les résultats démontrent qu’une absence d’apport continu du bassin versant et un taux de sédimentation bas résultent en une diagenèse plus importante, comme dans les lacs à 20 et 40 km. Ensuite, un système plus dominé par les oxydes de fer que par les sulfures contribue à une diagenèse élevée, comme dans le cas à 40 km. Ce lac présente en effet des concentrations très faibles en sulfures.

Les flux diffusifs décroissent avec la distance de la mine. Les sédiments des lacs à 10 km sont des sources de As à la colonne d’eau alors que ceux de NW80 sont des puits. On observe un recyclage de As dans le sédiment et la colonne d’eau dû aux concentrations élevées dans les eaux porales et les apports du bassin versant, et ce même après l’arrêt des sources atmosphériques.

La période juste après la fonte des glaces montre des flux diffusifs plus faibles à l’interface eau-sédiment, qu’il soit entrant ou sortant. L’oxygénation de la colonne d’eau et l’augmentation progressive des flux de carbone durant l’été influencent la mobilité de As. La ventilation de la colonne d’eau après la fonte des glaces oxyde l’As qui précipite avec les oxydes de Fe et Mn fraichement précipités. Les flux de carbone organique déclenchent soit la dissolution réductive des oxydes de Fe et de Mn, ce qui provoque la production d’As dans l’eau porale, soit facilitent la formation de groupe fonctionnels sur lesquels As peut s’adsorber (Couture et al., 2013; Langner et al., 2012).

Dans le contexte de changements climatiques actuels qui diminuent la durée du couvert de glace, il serait pertinent d’étudier quels sont les effets plus spécifiques du couvert de glace sur les conditions d’oxydoréduction. Avec une durée plus courte du couvert de glace et des flux de carbone organique qui augmentent, le risque de la remobilisation de des contaminants déposés par l’activité humaine demeurent présents.

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