Magnétisme environnemental dans le contexte du système Seine

Le fer et le magnétisme environnemental

Les mécanismes d’accumulation (sédiments, bioaccumulation…) et/ou libération (érosion, libération…) d’éléments métalliques ou métalloïdes dans l’environnement sont largement influencés par la forme chimique sous laquelle ils sont présents dans le milieu. Ainsi quel que soit le milieu concerné (air, eau, sol), ces éléments peuvent avoir des comportements complexes. Bien que le fer n’ait pas une toxicité comparable à celle d’autres métaux ou métalloïdes constituant les ETM, il présente l’avantage d’être un des éléments métalliques les plus communs, que ce soit dans les roches sédimentaires ou dans les produits de l’activité anthropique (alliages, aciers…). La sensibilité du fer aux variations des paramètres physico-chimiques du milieu (pH, Eh, interface solide/liquide) en fait un bon marqueur environnemental, en particulier dans les systèmes fluviatiles dans lesquels les sédiments s’accumulent et sont remobilisés au gré du rythme des crues, avec des possibilités de re-dissolution de certaines phases porteuses de contaminants lors de modification des conditions physico-chimiques à la faveur de la remise en suspension des sédiments.

Le fer : généralités

Le fer à la surface de la Terre

Le fer est avant tout un élément naturel et abondant (le quatrième) dans la croûte terrestre. Dans les conditions qui règnent à la surface de la Terre (températures peu élevées et faible pression), le fer est présent sous différentes formes et états :
– En fonction du potentiel d’oxydo-réduction , le fer se présente sous forme métallique dans les milieux les moins oxydés, puis sous forme d’oxydes de fer ferreux (Fe2+) et enfin de fer ferrique (Fe3+).
– En fonction du pH, milieu aqueux, le fer peut se présenter sous forme ionique  ou solide. Le domaine de stabilité du fer ferreux est assez large (pH ≤ 10 et Eh compris entre ± 0,5 V), alors que le domaine de stabilité du fer ferrique est beaucoup plus restreint (pH < 2 et Eh élevé > 0.8 V). Les ions en solution précipitent en présence de certains éléments tels l’ion soufre, donnant dans ce cas des sulfures de fer .
– En surface et à température ambiante, le fer ferrique précipite lorsque le pH dépasse 2 et est donc essentiellement présent dans la nature sous forme solide. Le fer métallique n’est stable que dans des conditions très réductrices (Eh < -0,8 V) et est de ce fait très rare à l’état naturel : il n’existe principalement que dans les météorites et les roches lunaires. En surface le fer métallique s’oxyde ou se transforme en sulfures selon les conditions environnementales (Westphal, 1986). L’hématite (Fe2O3) et la goethite (FeOOH) constituent les exemples d’oxydes ferriques les plus courants. Les oxydes ferreux purs (FeO) sont rares dans la nature, le fer ferreux précipitant généralement sous forme de sulfures  comme la pyrite (FeS2) qui est un des sulfures de fer le plus stable en conditions naturelles.

Le fer est présent dans presque tous les types de roche et de sédiments. Sous forme d’oxydes, il est généralement parmi les minéraux mineurs (de l’ordre de quelques pourcents). Sous forme de sulfures, notamment la pyrite et la greigite, il s’observe principalement en traces dans certaines roches sédimentaires comme les marnes et calcaires (Westphal, 1986), dans les sédiments marins hémipélagiques et les roches ignées (Demoisson, 2006).

Dans le régolithe (surface d’altération), les minéraux ferrugineux sont issus de l’altération du substrat par des mécanismes qui se succèdent dans le temps (hydrolyse, oxydation, réduction, dissolution), conduisant au lessivage de certains cations et à la formation de minéraux argileux contenant du fer et d’(oxyhydr)oxydes de fer. Le fer peut également être présent avec d’autres éléments dans la solution interstitielle du sol sous forme d’ion ferreux (Fe2+) selon les conditions physico chimiques existantes et même être exporté du profil et reprécipité lorsque les conditions physico-chimiques évoluent. Dans les systèmes fluviaux, le fer est majoritairement (98 à 99 %) transporté sous forme particulaire (Salomons & Förstner, 1984) dans les minéraux argileux ou sous forme d’(oxyhydr)oxydes, de sulfures ou complexé dans la matière organique (Boust et al., 1999; Ingri et al., 2000, 2006; Allard et al., 2004; Demoisson, 2006; Priadi, 2010; Sakan et al., 2016) selon les conditions environnementales.

Le fer et l’Homme

Le minerai de fer est exploité depuis des milliers d’années par l’Homme. Les premières traces de production de fer ou d’acier, remontent à environ 1400 ans avant J.C., en Anatolie (Cowen, 1999). En 2015, environ 3,2 milliards de tonnes de minerais de fer (contenant 30 à 70 % de fer en masse) ont été produites. Ces minerais sont essentiellement composés de magnétite et d’hématite. Aujourd’hui, environ 98 % du fer exploité est utilisé pour la sidérurgie (production d’aciers), les 2% restants se répartissent entre l’industrie des pigments, les cimenteries, l’agriculture ou la production de produits chimiques spécifiques (source : http://minerals.usgs.gov/minerals/pubs/commodity/iron_ore). Cette production industrielle génère plusieurs millions de tonnes de déchets par an, issus soit de l’exploitation du gisement (appelés alors « stériles »), soit du processus de traitement du minerai (appelé « résidus »). Il est difficile d’estimer la quantité de composés ferrugineux rejetés par l’activité minière, car des minéraux ferrugineux sont également présents dans de nombreux gisements exploités pour d’autres métaux (comme le manganèse) ou substances minérales (comme le charbon). La pyrite par exemple est peu exploitée pour le fer en raison des faibles teneurs des gisements et des difficultés d’exploitation. Autrefois exploitée pour la production de soufre ou d’acide sulfurique, aujourd’hui l’exploitation de pyrite l’est en association avec celle d’un gisement aurifère (Source : Document de référence sur les meilleures techniques disponibles, gestion des résidus et stériles des activités minières, 2009).

Outre les exploitations minières, les activités humaines sont sources de particules ferrugineuses. Au-dessus des océans, une estimation de l’origine des particules ferrugineuses présentes dans l’atmosphère considère qu’environ 5 % de ce fer est issu de la combustion. Ces particules atmosphériques sont généralement inférieures à 1 µm (Luo et al., 2008; Mahowald et al., 2009; Chen et al., 2012). Des particules plus grossières sont également rejetées et se déposent à proximité des sources. Leur taille varie de 1 à 250 µm mais sont pour la plupart inférieures à 50 µm (Strzyszcz et al., 1996; Jordanova et al., 2004; Zhang et al., 2012). Les particules issues de combustion industrielle sont les plus enrichies en fer . Ainsi, bien que les émissions de particules ferrugineuses liées à l’activité industrielle soient en théorie contenues par l’utilisation de filtres à air, ces émissions enrichissent localement le fer total présent dans les poussières atmosphériques. Par exemple, une étude à Shenzhen (sud-est de la Chine) a permis de montrer que les rejets industriels provoquent un enrichissement du fer atmosphérique d’un facteur 5 à 10 (Dewan et al., 2016).

La nature des particules atmosphériques d’origine anthropique est différente des particules d’origine naturelle qui proviennent principalement des poussières des zones désertiques (Mahowald et al., 2009). Les particules naturelles sont principalement constituées d’oxydes ferriques alors que celles d’origine industrielle comprennent également des oxydes ferreux (Strzyszcz et al., 1996). Les combustibles sont généralement enrichis en pyrite, marcassite ou sidérite, et subissent plusieurs étapes de transformation lors de la combustion/émission dans l’atmosphère avant de donner des oxyhydroxydes de fer tels que la magnétite, la goethite ou l’hématite (Lecoanet et al., 2001; Jordanova et al., 2004; Chen et al., 2012).

La fraction ferrugineuse des sols peut être affectée par l’Homme de différentes manières . Les sols à proximité des milieux urbains et industriels reçoivent les retombées atmosphériques et sont généralement enrichis en minéraux ferrugineux (Lecoanet et al., 2001). Les activités agricoles affectent également la fraction ferrugineuse des sols. Il est présent dans certains engrais sous forme de sels ou de chélates (Schulte, 1992).

De plus, les processus naturels d’érosion des sols, de lessivage et de ruissellement peuvent être significativement affectés par les activités comme le labour ou l’irrigation. Les effets de ces pratiques sont variables : l’irrigation contribue à l’appauvrissement de la teneur en fer dans les sols (Vizier, 1978), mais l’utilisation d’eaux usées fortement concentrées en ETM et en fer provoque au contraire un enrichissement dans les sols (Zhang et al., 2012).

Les systèmes fluviatiles intègrent les rejets directs et indirects dus aux activités anthropiques. Les activités domestiques, agricoles, minières et industrielles provoquent de ce fait généralement une augmentation conséquente de la concentration en fer total dans de nombreux systèmes fluviaux (Vuori, 1995; Chakarvorty et al., 2015). De plus, l’impact de l’Homme sur l’environnement peut fortement modifier les propriétés physico-chimiques de l’eau, ce qui peut avoir un impact sur la spéciation du fer. A l’inverse, le fer et ses composés issus des activités anthropiques peut affecter de manière significative les propriétés des systèmes fluviatiles.

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Table des matières

Table des illustrations
Glossaire
Remerciements
Introduction
Chapitre I. Magnétisme environnemental dans le contexte du système Seine
I.1. Le fer et le magnétisme environnemental
I.1.1. Le fer : généralités
I.1.2. Le magnétisme environnemental
I.2. Le système « Seine »
I.2.1. Environnement du bassin de la Seine
I.2.2. Occupation des sols
I.2.3. Les ETM dans la Seine et son bassin versant
I.2.4. Connaissances sur le fer dans la Seine
Résumé et discussion
Chapitre II. Stratégie d’échantillonnage d’un système méandriforme anthropisé
II.1. Fonctionnement des systèmes fluviaux méandriformes
II.1.1. La charge sédimentaire dans les systèmes méandriformes
II.1.2. Les systèmes méandriformes
II.2. Stratégie d’échantillonnage
II.2.1. Protocole d’échantillonnage général
II.2.2. Echantillonnage dans une section de la Seine
II.2.3. Echantillonnage spatial
II.2.4. Echantillonnage dans différents contextes hydrologiques
II.3. Préparation des échantillons
II.3.1. Séchage des MES
II.3.2. Préparation aux mesures magnétiques
Résumé et discussion
Chapitre III. Caractérisation de la fraction magnétique des matières en suspension de la Seine
III.1. Minéralogie magnétique
III.1.1. Spectres de coercivité : courbes d’acquisition de l’IRM et S-ratio
III.1.2. Séparation des différentes familles de coercivité : analyse des composantes de l’IRM
III.1.3. Caractérisation minéralogique : courbes thermomagnétiques de l’IRM
III.2. Taille des magnétites
III.2.1. Domaines magnétiques et taille des particules
III.2.2. Taille moyenne des magnétites : paramètres d’hystérésis magnétique et diagramme de Day
III.2.3. Distribution des tailles de magnétites : Diagrammes de FORC
III.2.4. Contribution des magnétites superparamagnétiques (SP) : dépendance en fréquence
Résumé et discussion
Chapitre IV. Signature magnétique de la charge sédimentaire dans une section de méandre de la Seine
Magnetic fingerprint of the sediment load in a meander bend section of the Seine River
(France)
Abstract
Highlights
Keywords
1. Introduction
2. Context
3. Sampling and methods
4. Results
4.1. Section morphology
4.2. Velocity distribution
4.3. SPM material
4.4. Mineralogical composition of the sediment load
4.5. Low-water SPM
4.6. High-water SPM
4.7. River bed sediment (RBS) samples
5. Discussion
5.1. Main carriers of magnetite particles
5.2. Effect of the turbulence during the high-water stage
6. Summary and Conclusions
Acknowledgments
Résumé et discussion
Conclusion 

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