Propriétés physico-chimiques du plomb - Sources et devenir des résidus de plomb dans les

Chapitre 1: Sources et devenir des résidus de plomb dans les

1.1.1 Propriétés physico-chimiques du plomb

Le plomb est un membre des éléments chimiques du groupe IV (C, Si, Ge, Sn et Pb) mais contrairement au carbone et au silicium, il ne se lie pas à lui-même. Marqué par une décroissance en covalence, il est stable aux états d’oxydation +2 et +4. Le plomb est l’un des métaux lourds, donc un élément chimique dont la masse volumique est supérieure à 5 g/cm³. Avec une densité de 11, 3 ; il est un bon conducteur de chaleur et d’électricité, malléable, et se combine aisément avec d’autres éléments pour former des alliages utilisés par l’homme depuis l’antiquité. Le tableau 1.1 résume les propriétés physico-chimiques essentielles de l’élément plomb.

Tableau 1.1 : Propriétés physico-chimiques du plomb

Numéro atomique 82

Masse atomique 207

Point de fusion 327°C

Point d’ébullition 1740

Densité 11,35

Hydrosolubilité 4,62x10^-2 mol/m³

Coefficient de partage octanol/eau (Kow) 5,37 Coefficient d’adsorption (Koc) 1,71x10⁶ Durée de demi-vie (DT50) 10⁶

Configuration électronique [Xe] 4f⁴5d¹⁰6s²6p²

Valences 0, +2, +4

Source : LAPERCHE et al.2004 ; BARBIER et CHERY, 1999.

5 1.1.2 Le plomb dans l’environnement

Le plomb peut être retrouvé dans l’atmosphère sous forme de gaz ou de particules. Cette pollution atmosphérique est d’origine industrielle et automobile. Le plomb subit le processus de méthylation dans l’environnement pour former plusieurs dérivés organiques. Ce processus, contrôlé par les bactéries présentes dans les sédiments, conduit à la formation de (CH3)3Pb⁺ et d’autres composés apparentés. Le (CH3)3PbX se transforme lentement selon la réaction suivante :

3(CH3)3PbX 2 (CH3)4Pb⁺+ PbX2 +CH3X….

De nombreux complexes organiques sont trouvés dans l’atmosphère et dans l’eau de pluie à cause de l’usage de plomb dans les combustibles fossiles (essence, gazoline) et de la rupture concomitante des composés parents. ALLEN et al. (1988) ont enregistré au moins 12 composés alkylplomb dans l’atmosphère au-dessus du Royaume Uni. Les espèces majeures dans cette étude étaient Me2Pb²⁺, Me3EtPb, et Et4Pb. Van Cleuvenbergen et al. (1986) trouvèrent aussi une prédominance de ces mêmes espèces dans l’eau de pluie au dessus de la Belgique et, de façon significative, dans un lac et un fleuve près de Anvers.

Tableau 1.2 : Concentrations (en ng/L) des composés de plomb tri- et dialkyles dans les eaux de surface en Belgique :

Concentration (ng/L) des composés de plomb tri- et dialkyles

Lieu

PbMe3+ PbMe22+ PbEt3+ PbMe²⁺

Lac, près de

Anvers 3,8-5,0 0,3-0,3 0,6-1,2 0,4-0,5

Fleuve

Scheldt 4,1 0,6 5,3 0,7

Source : Van Cleuvenbergen et al. (1986).

6 1.1.2.1 Le plomb dans l’eau

Dans le milieu aquatique, le plomb a tendance à être éliminé de la colonne d’eau en migrant vers les sédiments par adsorption sur la matière organique et les minéraux d’argile, par précipitation comme sel insoluble (carbonate, sulfate ou sulfure) et réaction avec les ions hydroxydes et les oxydes de manganèse, mais la quantité de plomb restant en solution sera fonction du pH (HSDB, 2000 in INERIS, 2003).

Dans l’eau douce, le plomb forme un certain nombre de complexes de faible solubilité avec beaucoup d’anions majeurs, à savoir les hydroxydes, carbonates, phosphates, sulfures et moins souvent avec les sulfates. Le plomb s’associe aussi favorablement avec les substances humiques (acides humiques et fulviques) pour former des chélates modérément forts. A pH 10 par exemple, Pb(OH)⁺ prédomine sur les autres espèces.

Dans l’eau salée, la spéciation du plomb évolue en faveur des complexes chlorés et hydroxylés. Approximativement, 75% du plomb dans les fleuves se trouve en suspension (forme particulaire) et 25% à l’état dissous, mais dans l’eau salée, le ratio est approximativement de 50 : 50 (HUANG et al. 1977).

1.1.2.2 Le plomb dans les sédiments

Compte tenu de la faible solubilité de la plupart de ses composés, le plomb est considéré comme un élément peu mobile dans les milieux naturels avec pour conséquence son accumulation dans les horizons superficiels des sols et sédiments (et plus précisément dans les horizons riches en matières organiques). Cela s’explique par la grande affinité qu’a le plomb pour la matière organique (MIRRALES, 2004).

Le phénomène de sorption joue un rôle clef dans les caractéristiques des complexes de plomb. HUANG et al. (1997) montrèrent que, dans les conditions de laboratoire, la plupart des composés de plomb existent en phase solide à pH au-dessus de 7. Cette relation a été rapportée à plusieurs

7 occasions dans les conditions actuelles de terrain (WHITE et DRISCOLL, 1985). Le taux d’absorption est initialement rapide et suit l’isotherme de Freundlich, avant d’atteindre un palier après 24-48 heures.

Bien que la désorption soit un processus lent, McKEE et al.(1989) suggèrent que le plomb lié au sédiment dans un lac, pourrait apparaître de façon ultime dans l’eau interstitielle et être recyclé vers l’eau surnageante.

Les travaux de MUDROCH et DUNCAN (1986) révèlent que le plomb dans le fleuve Niagara au Canada se lia préférentiellement aux fractions plus fines des sédiments, comme cela est indiqué dans le tableau 1.3.

Tableau 1.3 : Comportement du plomb par rapport aux sédiments fins

Taille des

particules (µm) <13 13-19 19-27 27-40 40-54 54-150 Concentration de

plomb (mg/kg de poids sec)

518 184 130 106 73 67

Source : MUDROCH et DUNCAN (1986).

Ceci a été rapporté dans beaucoup d’autres études et montre que les programmes de surveillance pourraient être focalisés sur les fractions les plus fines de sédiments pour obtenir une image précise du potentiel de contamination par le plomb.

1.1.2.3 Le plomb dans les tissus vivants (poissons et zooplancton)

La concentration en plomb dans un organisme aquatique est le résultat du processus "adsorption – absorption – stockage - élimination". La bioconcentration est définie comme étant le processus par lequel un élément (ou une substance) se trouve présent(e) dans un organisme vivant à une concentration supérieure à celle de son milieu environnant (CASAS, 2005).

Elle résulte d'une suite d'équilibres mettant en jeu des réactions d'affinité croissante entre les substrats cellulaires et le plomb. La majorité des ions ne traversent les membranes plasmatiques hydrophobes que grâce à un ligand

8 transporteur. Une fois dans la cellule, le métal sera capté par un autre ligand afin de prévenir sa diffusion vers l'extérieur.

La toxicité de l’eau contaminée par le plomb sur les poissons varie considérablement selon la disponibilité et l’absorption des ions de plomb : on parle de biodisponibilité. Les facteurs qui affectent cette disponibilité sont la calinité de l’eau (prévalence d’anions divalents), son pH, sa salinité et sa teneur en matière organique. L’absorption du plomb par les poissons (la faune ichthyenne) est affectée par la présence d’autres cations et par le contenu en oxygène de l’eau. Cette absorption atteint un équilibre, seulement après quelques semaines d’exposition. L'ajout de complexant pour métaux, tel l'EDTA (Acide Ethylène Diamine Tétra-acétique), inhibe complètement l'absorption laissant supposer que seules les formes ionisées (les ions libres ou les complexes chlorurés ou carbonates), sont impliquées dans les processus d'adsorption qui constituent la première phase du processus d'incorporation. Une fois adsorbé sur la membrane cellulaire, le plomb serait lentement transporté à l'intérieur de la cellule (MOREL, 1987 in GARNIER, 2004) : c’est l’organotropisme.

Le zooplancton est un ensemble de petits animaux qui flottent librement dans la colonne d’eau des lacs, des océans et dont la distribution se détermine principalement par les courants et le brassage d’eau.

Il joue un rôle déterminant dans les réseaux trophiques aquatiques parce qu’il représente une source de nourriture importante pour les poissons et les invertébrés prédateurs, mais aussi parce qu’il broute intensément les algues, les bactéries et les protozoaires (AKAMBI et al, 2005). REINFELDER et al (1991) (in MIRRALES, 2004) ont montré que l'efficacité d'assimilation par les copépodes de plusieurs métaux était en relation directe avec le contenu cytoplasmique des diatomées sur lesquelles ils se nourrissent. Cette relation indique que ces animaux tirent la plupart de leurs besoins nutritionnels de cette source cytoplasmique.

De même, Tatsumoto et al. en 1963 ont estimé que le zooplancton pouvait enlever des eaux océaniques jusqu'à 50 % du plomb apporté à l'océan chaque année. (INERIS, 2003).

1.2 Toxicologie du plomb

La toxicologie étudie les substances provoquant l’altération des fonctions organiques que sont les toxiques. La forte persistance du plomb et de ses dérivés explique sa présence ubiquitaire. Sa demi-vie dans le tissu osseux est longue de 10 à 20 ans. Une accumulation par les chaînes alimentaires ne peut donc pratiquement pas être évitée, mais elle peut dans une large mesure être maintenue à faible niveau en limitant ses émissions à l’échelle local.

Le plomb est éliminé de l’organisme humain à 75 % dans les urines et entre 15 à 20 % dans les matières fécales. Le plomb est également excrété dans la salive, dans la sueur, dans les ongles, dans les cheveux.

(LAPERCHE et al. 2004). Le saturnisme désigne l’ensemble des manifestations de l’intoxication humaine par le plomb. Ses principaux organes cibles sont le système nerveux, les reins et le sang. Cette maladie se caractérise par une anémie et une perturbation du métabolisme par compétition avec les ions Ca2+. (CASAS, 2005).

1.3 Ecotoxicologie du plomb

L’écotoxicologie est une discipline scientifique qui étudie le comportement et les effets des substances toxiques, d’origine anthropique ou naturelle sur les écosystèmes et dont l’homme modifie la répartition dans les compartiments de l’environnement. Elle est à l’interface entre l’écologie et la toxicologie et est également définie comme étant la toxicologie appliquée à l’environnement. L’INERIS (Institut National de l’Environnement Industriel et des Risques), 2003 propose des valeurs moyennes de concentration sans effet prévisible pour l’environnement (en anglais PNEC : Predictive Non-Effect Concentration) pour les différents niveaux trophiques. Ces valeurs sont rassemblées dans le tableau 1.4.

10 Tableau 1.4 : Valeurs moyennes de concentration en plomb sans effet prévisible (PNEC) dans différents compartiments

Compartiments Valeurs de PNEC Organismes cibles

Eau douce :

Les doses létales du plomb, sous la forme de sel minéral, sont souvent supérieures à sa limite de solubilité dans l’eau de mer, c’est à dire 4 mg/L.

Le plomb inorganique peut donc être considéré comme toxique (concentration létale de 10 à 100mg/L) ou modérément toxique (concentration létale de 1 à 10mg/L). Les teneurs létales du plomb tétralkylé sont en revanche beaucoup plus faibles: les 96-h CL50 (concentration létale qui tue plus de 50% de la population exposée au bout de 96h) sont en effet généralement inférieures à 1 mg/L, c’est-à-dire que cette forme va de très toxique à l’extrêmement toxique (MARCHAND et KANTIN, 1997 in CASAS, 2005). Le seuil de qualité sanitaire réglementaire est de 1,5 mg/kg (p.h) du règlement européen CE 221/2002.

11 Chez le poisson la 96-h CL50 pour le plomb inorganique dans des espèces sensibles peut être aussi basse que 1mg de plomb dissout par litre;

les concentrations nominales sont jusqu’à 10 et 100 fois plus hautes que pour le plomb non organique. Le plomb organique est absorbé plus facilement que le plomb inorganique. L’exposition à long terme des poissons adultes au plomb inorganique provoque des effets létaux sur la morphologie, l’acide amino-levulinique déshydratasé (delta-ALAD) et autres activités enzymatiques, et un comportement d’évitement à des concentrations de plomb disponible de 10 à 100 mg/litre (MIRRALLES, 2004).

1.3.2 Bioaccumulation du plomb

La bioaccumulation est le processus par lequel un organisme vivant absorbe une substance à une vitesse plus grande que celle avec laquelle il l’excrète ou la métabolise. Elle désigne donc la somme des absorptions d’un élément par voie directe et alimentaire par les espèces aquatiques ou terrestres (RAMADE, 1992).

1.3.2.1 Bioaccumulation du plomb dans les végétaux

Le plomb total est souvent trouvé en fortes concentrations dans les plantes aquatiques particulièrement celles poussant dans les eaux douces et les eaux usées minières ou industrielles.

Selon BURTON et PETERSEN (1979), les résidus de plomb en six espèces macroscopiques dans les effluents venant des zones industrialisées de l’Allemagne de l’Est se trouvaient dans la gamme de 100 à 5300 mg/kg de poids sec, tandis que des concentrations supérieures à 16000 mg/kg avaient été mesurées dans les bryophytes aquatiques poussant dans les ruisseaux recevant les déchets miniers. Des résidus substantiellement faibles peuvent être détectés dans les fleuves et estuaires non ou faiblement pollués. MASON et MACDONALD en 1988, ont découvert des concentrations plus faibles de plomb de l’ordre de 22 mg/kg dans les tourbières aquatiques en zones non polluées du bassin Mawddach tandis que des concentrations s’élevant à près de 462mg/kg caractérisent les sites de décharges minières.

12 1.3.2.2 Bioaccumulation dans les invertébrés

Le plomb inorganique se concentre rarement dans les tissus des invertébrés. Dans les eaux non ou moyennement polluées, les résidus sont typiquement inférieurs à 5ng/kg de poids sec quelle que soit l’espèce (LOPEZ-ARTIGUEZ et al ; 1989). Cependant, parce que les résidus sont directement liés à la concentration d’exposition, les niveaux relativement élevés de Pb total sont périodiquement trouvés dans certaines conditions.

Par exemple, le plomb total peut atteindre 49mg/kg de poids sec dans les tissus mous de mollusque Mya arenia (SZEFR, 1986) et s’échelonner du non détectable à 39ng/kg de poids sec dans le mollusque d’eau douce Elliptio complanata d’une zone minière au Canada (TESSIER et al, 1984).

Peu d’information existe sur l’accumulation du plomb organique par les invertébrés. Bien qu’il soit admis que la plupart des composés alkylés proviennent de la combustion de l’essence, le métabolisme in vivo des composés parents apparaît vraisemblablement dans certaines espèces.

1.3.2.3 Bioaccumulation du plomb dans les poissons

Le plomb total n’est pas normalement un contaminant significatif dans le tissu du poisson, à l’exception des cas d’extrême pollution ambiante. Bien que des résidus de plomb total soient généralement faibles dans les poissons d’eau douce (SAIKI et MAY, 1988), des apports dus aux activités d’origine anthropique telles que les décharges minières peu traitées contiennent des teneurs supérieures à 8,7 mg/kg dépassant largement la concentration maximale admissibles dans les poissons par l’OMS et la FAO, qui est de 0,5mg/kg.

Notons qu’il n’est pas remarqué une bioamplification du plomb dans la chaîne alimentaire selon MIRRALLES, (2004).

13 1.3.3 Effets toxiques du plomb sur les organismes aquatiques

1.3.3.1 Sur les végétaux

Le plomb inorganique est modérément toxique vis-à-vis des plantes aquatiques. Plusieurs tests ont montré qu’il est plus toxique que le chrome, le manganèse, le baryum, le zinc et le fer, mais il est moins toxique que le cadmium, le mercure et le cuivre. Selon US-EPA, (1985) même si des limitations apparaissent dans la croissance des végétaux aux concentrations de 0,1 à 8mg/L, certaines espèces telles que les algues bleues Chlorella saccharophila, peuvent tolérer des teneurs excédant 63mg/L.

Le plomb agit en synergie avec des combinaisons de cuivre et zinc, et avec le cuivre, le zinc et l’ion hydrogène H⁺ (STARODUB et al ; 1987). Comme cela se passe avec la plupart des métaux, la complexation du plomb avec l’acide humique et d’autres molécules organiques et des ligands inorganiques, réduit la toxicité vis-à-vis de la plupart des espèces végétales étudiées. Il est généralement admis que le plomb organique particulièrement le plomb tétraéthyle, est plus toxique aux plantes aquatiques que les dérivés méthylés, soit les composés inorganiques.

1.3.2.2 Sur les invertébrés

Il existe une variabilité considérable parmi les espèces et selon les tests.

Cependant, la toxicité aiguë du plomb inorganique vis-à-vis des invertébrés d’eau de mer et d’eau douce est généralement plus faible que pour le Cd, le Cu, le Hg et le Zn. Les effets de toxicité aiguë sont enregistrés dans la gamme de concentrations de 0,5 à 5mg/L dans les espèces marines et d’eau douce (BODAR et al; 1989). Des espèces telles que les amphipodes sont les plus résistantes, montrant des CL50 comprises entre 28 et 124mg/L.

Des effets de toxicité chronique, telle la réduction du taux de fécondité, ont été rapportés dans les invertébrés marins et d’eaux douce aux concentrations aussi faibles que 0,019 -0,025mg/L (US-EPA, 1985).

Les invertébrés marins aux stades embryonnaires sont plus sensibles que les adultes. Ainsi, la concentration inhibitrice du développement

14 embryonnaire de la moule (Mytilus galloprovincialis) est d’environ 500 µg/L ; de plus, à cette concentration, un grand nombre de larves sont anormales.

L’effet toxique du plomb peut se traduire par une compétition avec des métaux essentiels. Chez la moule, Mytilus edulis, en présence de plomb (0,1 mg.L^-1), il y a perturbation du métabolisme des autres métaux divalents:

notamment le calcium, le magnésium et le cuivre (MARCHAND et KANTIN, 1997 in CASAS, 2005).

1.3.3.3 Sur les poissons

Les stades juvéniles sont généralement plus sensibles que les stades adultes, mais les oeufs sont souvent moins sensibles parce que le plomb est adsorbé sur la surface de l’oeuf (MIRRALLES, 2004).

La CL50 pour les poissons d’eau douce exposés au plomb inorganique se situe dans la gamme de 0,5 à 10mg/L. Avec une augmentation de la dureté de l’eau, la résistance des poissons peut aller au-delà de 400mg/L, particulièrement lorsque la dureté de l’eau excède 350mg CaCO3/L.

2.1 Situation géographique et dimensions du chenal

Ouvert en 1885 par les Français, le chenal de Cotonou est situé dans le Sud-Est du Bénin à environ 1200m du port, entre les parallèles 2°26’30”

et 2°26’22’’ Nord et les méridiens 6°20’ et 6°23’ Est. Il partage la ville de Cotonou en deux portions et permet l’évacuation des eaux de pluie et du lac Nokoué dans la mer lors de la saison des pluies et des crues. Le chenal est traversé par trois ponts qui relient les deux rives (l’ancien pont, le troisième pont et le nouveau pont) et des pêcheries. Il couvre une superficie de 1,125km²avec une longueur de 4500m et une largeur moyenne de 300m. Sa profondeur varie entre 5 et 10m. En 1979, un barrage de 420m de longueur a été construit avec une section comportant six (06) pertuis de 4,5m de largeur et un seuil en enrochement d’une longueur de 380m. Sa fonction étant de limiter l’intrusion saline en période sèche tout en évitant l’inondation de la ville de Cotonou lors des crues. Pendant la période de 1977-1980, l’équilibre du débouché du chenal et celui de la lagune ont été perturbés par ces travaux et interventions qui ont eu des réactions sur la géométrie du Chenal par dépôt ou par des érosions (TAWEMA, 2005).

Le chenal de Cotonou commence à la hauteur de Hindé (rive Ouest) et d’Agbato (rive Est) et traverse la ville de Cotonou avant de déboucher dans l’océan Atlantique au niveau de Placodji (rive Ouest) et Akpakpa Dodomey (rive Est).

16 Figure 2 : Situation de la zone d’étude

2.2 Climat

Sur le plan climatique, le chenal de Cotonou est essentiellement influencé par le climat sub-équatorial du sud - Bénin qui est caractérisé par quatre (04) saisons dont deux pluvieuses et deux sèches à savoir :

Une grande saison des pluies de mi-mars à juillet avec un maximum des précipitations en juin et parfois de fortes pluies en mars ;

Une petite saison des pluies de deux mois qui va de mi-septembre à mi-novembre avec un maximum des précipitations en octobre ;

Une grande saison sèche de quatre mois environ (de novembre à mars) et

Une petite saison sèche centrée sur le mois d’août qui s’intercale entre les deux saisons pluvieuses.

La pluviométrie annuelle moyenne est d’environ 1300mm d’eau.

Par ailleurs, il est également influencé par le climat soudanien qui règne au nord - Bénin avec les caractéristiques suivantes :

Une grande saison des pluies qui s’étend d’avril à septembre avec une pluviométrie annuelle moyenne variant entre 900 et 1000mm ; les plus fortes précipitations sont enregistrées dans le mois d’août ;

Une grande saison sèche d’Octobre à Mars. La pluviométrie annuelle moyenne est d’environ 1300mm d’eau.

La température moyenne des minima est de 25,07 °C correspondant à la baisse du rayonnement solaire (5h d’insolation en moyenne par jour de juin à août). Celle des maxima 30,97°C correspondant à l’augmentation des rayonnements solaires (7h07mn d’insolation en moyenne par jour de novembre à mars). (ASECNA Cotonou, 2002 cité par HOUNDENOU et ATINKPAHOUN, 2003)

2.3 Hydrologie

Le régime hydrologique du chenal de Cotonou est essentiellement contrôlé par le fleuve Ouémé et la rivière Sô. En effet, l’Ouémé et la Sô,

18 partageant le même champ d’inondation au niveau du lac Nokoué, sortent de leur lit respectif en période de crue et inondent une superficie parfois plus large que le lac. Une partie des eaux drainées par le fleuve Ouémé venant du nord - Bénin se déverse dans l’Océan Atlantique au Nigéria en passant par la lagune de Porto-Novo et l’autre partie se déverse directement dans le lac

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