VAN TRANG NGUYEN

SORPTION ET DÉSORPTION DU CADMIUM DANS DEUX SOLS AGRICOLES AMENDÉS

DE COMPOSTS ET DE COQUILLES D’ŒUFS DE POULES

Mémoire de maîtrise présenté à la Faculté des études supérieures de l’Université Laval

dans le cadre du programme de maîtrise en Sols et environnement pour l’obtention du grade de Maître ès Sciences (M. Sc.)

DÉPARTEMENT DES SOLS ET DE GÉNIE AGROALIMENTAIRE FACULTÉ DES SCIENCES DE L’AGRICULTURE ET DE L’ALIMENTATION

UNIVERSITÉ LAVAL QUÉBEC

2010 © Van Trang Nguyen, 2010

Résumé

Le cadmium (Cd) est l’un des métaux les plus toxiques car il produit des effets néfastes sur

l'activité biologique du sol, les plantes, le métabolisme, et la santé de l'homme et des

animaux. L’objectif de cette étude est de déterminer la sorption et la désorption du Cd dans

deux sols, un sol sableux et un sol limono-argileux, amendés avec 10% de matériaux

biologiques (quantité destinée à la restauration des sites contaminés). Les quatre matériaux

biologiques mis à l’essai sont: i) un compost à base de bovins de boucherie et de sciure de

bois (CBS), ii) un compost à base de bovins de boucherie et de paille (CBP), iii) un

compost commercial à base de tourbe et de déchets de crevettes (CTC) et iv) une farine de

coquilles d’œufs de poules (FCO).

L’application des matériaux biologiques a rehaussé la capacité des sols à retenir le Cd. Une

augmentation progressive de la sorption a été observée avec les temps de contact allant de

0,5 h à 4 semaines. Le rehaussement de la température de 5 à 450C a augmenté la quantité

de Cd sorbée. Les données de sorption pour des concentrations de Cd2+ ajoutée variant de 0

à 2000 mg Cd/kg ont été le mieux décrites par la forme linéaire de l’équation de

Freundlich. La quantité de Cd sorbée a augmenté avec l’accroissement de sa concentration

dans la solution d’équilibre. D’une manière générale, la capacité des sols à retenir le Cd

augmentait dans l’ordre suivant: sols amendés de CBS ou de CBP < sols amendés de CTC

< sols amendés de FCO.

L’étude de désorption du Cd fraîchement sorbé a été réalisée au moyen d’extractions

singulières utilisant la solution Mehlich-3 ou DTPA-TEA-CaCl2 et d’extraction

séquentielle utilisant successivement les solutions Ca(NO3)2, TEA-DTPA-CaCl2 et HCl.

La quantité de Cd désorbée est directement proportionnelle à la quantité de Cd fraîchement

sorbée.

Les résultats suggèrent que les amendements biologiques pourraient être appliqués aux sols

afin de rehausser leurs propriétés de rétention du Cd.

iii

Avant-Propos

Au terme de cette étude, je désire remercier l’ACDI et le PCBF de m’avoir accordé une

bourse d’étude. Grâce à cette bourse, j’ai pu bénéficier d’un encadrement de qualité à

l’Université Laval et passer un séjour inoubliable à Québec. Je voudrais aussi remercier

mon parrain Thinh Paul et sa famille ainsi que plusieurs de mes amis comme Hau,

Laurence et Xavier qui m’ont donnée des conseils et qui m’ont encouragée à poursuivre des

études post-universitaires au Canada.

Je voudrais adresser mes sincères remerciements au Dr. Antoine Karam, mon directeur de

recherche, et au Dr. Léon Étienne Parent, mon co-directeur de recherche, pour leur patience

et pour leur dévouement dans la correction de mon mémoire. J’exprime particulièrement

ma gratitude au Dr. Antoine Karam pour l’encadrement et les appuis tant scientifique que

moral qu’il m’a fournis tout au long de mes études.

J’aimerais souligner ma reconnaissance envers tous ceux et celles qui ont contribué d’une

façon ou d’une autre à la réalisation de ce travail : Rahima Abdelhafid, Daniel Marcotte,

Nicolas Samson, Robert Kawa, mes collègues Anne-Pascale Pion, Arnaud Sidney De

Coninck et Sithurain Kende ainsi que tout le personnel du département des sols et de génie

agroalimentaire.

Finalement, je me dois d’exprimer une mention toute spéciale à ma famille : mes parents,

mon frère Dung, ma belle sœur Lan, mon neveu Phuc Anh et à mes amis Anh Thu, Bui

Uyen, Thanh Huong, Bich Hanh, Cong Hien, Alexandre pour leur présence dans ma vie et

aussi pour leur encouragement pendant mes études.

Table des matières Résumé.................................................................................................................................. ii Avant-Propos....................................................................................................................... iii Table des matières ...............................................................................................................iv Liste des tableaux.................................................................................................................vi Liste des figures....................................................................................................................vi Liste des tableaux en annexe............................................................................................ viii Lexique..................................................................................................................................ix Chapitre 1: Introduction ......................................................................................................1

Hypothèses de recherche ................................................................................................3 Objectifs de la recherche.................................................................................................3

Chapitre 2: Revue de la littérature .....................................................................................4

2.1 Teneur et sources anthropiques de cadmium dans les sols...........................................4 2.2 Formes de cadmium......................................................................................................6

2.2.1 Formes de cadmium dans les sols..........................................................................6 2.2.2 Formes de cadmium dans la solution du sol ..........................................................7

2.3 Sorption du cadmium....................................................................................................8 2.4 Constituants du sol qui sorbent le cadmium .................................................................9

2.4.1 La matière organique .............................................................................................9 2.4.2 Les argiles ............................................................................................................11 2.4.3 Les oxydes de Fe et Mn .......................................................................................12 2.4.4 Les carbonates, les phosphates, les sulfures ........................................................13

2.5 Facteurs influençant la sorption du cadmium.............................................................14 2.5.1 pH.........................................................................................................................14 2.5.2 Température .........................................................................................................16 2.5.3 Temps de contact .................................................................................................17

2.6 Désorption - Les facteurs influençant la désorption du cadmium ..............................18 2.6.1 La nature du sorbant ............................................................................................19 2.6.2 pH.........................................................................................................................19 2.6.3 Rapport solide/liquide..........................................................................................20 2.6.4 Température .........................................................................................................20 2.6.5 Temps de réaction................................................................................................20

2.7 Traitement des sols avec des amendements biologiques ............................................20 Chapitre 3: Matériel et méthodes......................................................................................22

3.1 Matériel .......................................................................................................................22 3.1.1 Sols.......................................................................................................................22 3.1.2 Amendements ......................................................................................................22

v

3.2 Caractérisation des sols et des amendements .............................................................22 3.3 Protocole expérimental ...............................................................................................24

3.3.1 Traitements ..........................................................................................................24 3.3.2 Études de sorption du cadmium...........................................................................24 3.3.2.1 Sorption en fonction du temps de contact.........................................................24 3.3.2.2 Sorption du cadmium en fonction de la température........................................24 3.3.2.3 Sorption du cadmium en fonction de la quantité de cadmium ajoutée.............25 3.3.3 Études de désorption du cadmium sorbé .............................................................26 3.3.3.1 Extractibilité du cadmium sorbé .......................................................................26 3.3.3.2 Désorption séquentielle du cadmium sorbé ......................................................26

3.4 Analyses statistiques ...................................................................................................27 Chapitre 4: Résultats et discussion....................................................................................28

4.1 Étude de la sorption du cadmium ...............................................................................28 4.1.1 Sorption du cadmium en fonction du temps de contact.......................................28 4.1.2 Sorption du cadmium en fonction de la température...........................................36 4.1.3 Sorption du cadmium en fonction de la quantité de cadmium ajoutée................41

4.2 Études de désorption du cadmium..............................................................................50 4.2.1 Cd extractible à la solution DTPA –TEA –CaCl2 ...............................................50 4.2.2 Quantité de Cd extractible à la solution Mehlich-3 .............................................55 4.2.3 Désorption séquentielle........................................................................................59 4.2.4 Conclusion de section (extractibilité du cadmium) .............................................63

Chapitre 5: Conclusions générales ....................................................................................65 Liste bibliographique..........................................................................................................66 Annexe..................................................................................................................................78

Liste des tableaux

Tableau 1. Quelques propriétés des sols et des amendements.…………………..

23

Tableau 2. Modèles mathématiques décrivant la sorption du Cd en fonction du temps à la température de la pièce…………………………………...

34

Tableau 3. Modèles décrivant la sorption du Cd en fonction des deux périodes de réaction à la température de la pièce.…….……………………….

35

Tableau 4. Valeurs des constantes KF (Freundlich) et b (Langmuir)…………….

46

Liste des figures Figure 1. Sorption du cadmium par les sols et les matériaux biologiques en

fonction du temps de contact.……………………………………..

29

Figure 2. Sorption du cadmium par les échantillons de sols sableux amendés avec les matériaux biologiques en fonction du temps de contact.……...

30

Figure 3. Sorption du cadmium par les échantillons de sols limono-argileux amendés avec les matériaux biologiques en fonction du temps de contact.………………………………………………………………….

31

Figure 4. Sorption du cadmium ajouté par les échantillons de sols et de matériaux biologiques en fonction de la température.…………………

37

Figure 5. Sorption du cadmium par les échantillons de sols sableux amendés avec les matériaux biologiques en fonction de la température…………

38

Figure 6.

Sorption du cadmium par les échantillons de sols limono-argileux amendés avec les matériaux biologiques en fonction de la température.…………………………………………………………….

39

vii

Figure 7. Sorption du cadmium par les sols et les matériaux biologiques.……….

42

Figure 8. Sorption du cadmium par les échantillons de sols sableux amendés avec les matériaux biologiques.………………………………………...

43

Figure 9. Sorption du cadmium par les échantillons de sols limono-argileux amendés avec les matériaux biologiques.……………………………....

44

Figure 10. Quantités de Cd extractibles à la solution DTPA-TEA-CaCl2 de deux sols non amendés………………………………………………………

51

Figure 11. Quantités de Cd sorbées extractibles à la solution DTPA-TEA-CaCl2 des échantillons de sols sableux amendés et des amendements seuls. Cd ajouté : 200 mg Cd/L..…………………………………………….

52

Figure 12. Quantités de Cd sorbées extractibles à la solution DTPA-TEA-CaCl2 des échantillons de sols limono-argileux amendés et des amendements seuls. Cd ajouté : 200 mg Cd/L..……………………………………….

53

Figure 13. Pourcentage de Cd extractible à la solution Mehlich-3 des échantillons de sols sableux traités avec les amendements biologiques en fonction des doses de Cd ajoutées..…………………………………………….

57

Figure 14. Quantités de Cd extractibles aux solutions Mehlich-3 et DTPA des échantillons de sols sableux traités avec les amendements biologiques en fonction des doses de Cd ajoutées. ………………………………..

58

Figure 15. Quantités totales des fractions de Cd labiles (CdSÉ + CdDTPA + CdHCl) des échantillons de sols sableux traités avec les amendements biologiques en fonction des doses de Cd ajoutées. ……………………

60

Figure 16. Quantités totales des fractions de Cd labiles (CdSÉ + CdDTPA + CdHCl) des échantillons de sols limono-argileux traités avec les amendements biologiques en fonction des doses de Cd ajoutées. …………………..

61

viii

Liste des tableaux en annexe

Tableau 1A. Sorption du Cd en fonction du temps dans les échantillons de sols sableux amendés avec les matériaux biologiques. Quantité de Cd ajoutée : 3000 (mg Cd/kg)…………………………………

78

Tableau 2A. Sorption du Cd en fonction du temps dans les échantillons de sols limono-argileux amendés avec les matériaux biologiques. Quantité de Cd ajoutée : 3000 (mg Cd/kg).……………………...

79

Tableau 3A. Sorption du Cd en fonction du temps dans les échantillons de matériaux biologiques. Quantité de Cd ajoutée : 3000 (mg Cd/kg).……………………………………………………………

80

Tableau 4A. Sorption du Cd en fonction de la température dans les échantillons de sols, de matériaux biologiques et de sols amendés avec les matériaux biologiques. Quantité de Cd ajoutée : 3000 (mg Cd/kg).………….………………………................................

81

Tableau 5A. Sorption du Cd en fonction de la quantité ajoutée dans les échantillons de sols sableux amendés avec les matériaux biologiques..…………………………………………………….

82

Tableau 6A. Sorption du Cd en fonction de la quantité ajoutée dans les échantillons de sols limono-argileux amendés avec les matériaux biologiques..……………………………………………………….

83

Tableau 7A. Sorption du Cd en fonction de la quantité ajoutée dans les échantillons de matériaux biologiques..…………………………..

84

Tableau 8A. Quantité de Cd extractible à la solution DTPA-TEA-CaCl2..…..

85

Tableau 9A. Quantité de Cd extractible à la solution Mehlich-3..…………......

86

Tableau 10A. Désorption séquentielle du Cd sorbé par les échantillons de sol sableux amendés avec les matériaux biologiques.………………..

87

Tableau 11A. Désorption séquentielle du Cd sorbé par les échantillons de sols limono argileux amendés avec les matériaux biologiques..…….

88

Tableau 12A. Désorption séquentielle du Cd sorbé par les quatre matériaux biologiques..……………………………………………………….

89

ix

Lexique Cd Cadmium MB Matériaux biologiques CBS Compost à base de bovins de boucherie et de sciure de bois CBP Compost à base de bovins de boucherie et de paille CTC Compost commercial à base de tourbe et de résidus de crevettes FCO Farine de coquilles d’œufs de poules S Sol sableux LA Sol limono-argileux MOD Matière organique dissoute Cu Cuivre Pb Plomb MO Matière organique CEC Capacité d’échange cationique EDTA Acide éthylène diamino tétra acétique TEA Triéthanolamine CdMehlich-3 Cadmium extractible à la solution Mehlich-3 CdSÉ Cadmium extractible à la solution Ca(NO3)2 0,05 M CdDTPA Cadmium extractible à la solution DTPA-TEA-CaCl2 CdHCl Cadmium extractible à la solution HCl 0,1 M

1

Chapitre 1

Introduction

Les résidus organiques et les déchets des industries agricoles et agroalimentaires sont tout à

la fois un problème dû à la nécessité de les gérer et une source potentielle de matières

premières de toutes natures (matières minérales, matières organiques, oligo-éléments,

etc…). La valorisation de ceux-ci connaît actuellement un net intérêt résultant du

renforcement de la législation environnementale québécoise et canadienne qui se traduit par

une augmentation considérable des contraintes et des frais de mise en décharge. Le recours

à des solutions autres que la mise en décharge des déchets agroalimentaires et de biosolides

joue un rôle clé pour faire face aux impacts environnementaux de la croissance du volume

des déchets.

Dans un contexte de développement durable, les résidus de coquilles d’œufs de poules, les

résidus de crevettes compostés et les fumiers compostés peuvent être valorisés directement

sur les sols comme sorbant de micropolluants métalliques toxiques comme le cadmium

(Cd). Des études antérieures ont démontré l’influence marquée des biosolides et des résidus

calcaires dans l’adsorption de métaux (Shuman, 1999; Clemente et al., 2006; Pion et

Karam, 2008; Karam et Jaouich, 2009).

Le Cd est l'un des principaux contaminants dans les engrais phosphatés utilisés en

agriculture (Cook et Morrow, 1995; Gray et al., 1998). Également, le Cd se trouve dans les

boues d’épuration des eaux usées urbaines et industrielles et les boues de papetière utilisées

comme amendements ou fertilisants des sols agricoles (Kabata-Pendias et Pendias, 1992).

Finalement, les sols agricoles peuvent être contaminés par du Cd provenant de fonderies.

En effet, les données recueillies à proximité de fonderies (Pb-Zn, Cu) en Colombie-

Britannique, au Manitoba et au Québec révèlent une contamination significative au Cd des

sols (Conseil canadien des ministres de l’environnement, 1999).

2

Le Cd est considéré comme l’un des métaux les plus toxiques car il produit des effets

néfastes sur l'activité biologique du sol, les plantes, le métabolisme, et la santé de l'homme

et des animaux. Le chlorure de cadmium, soluble, apparaît plus toxique que d’autres formes

peu solubles (Semde, 2005). Le Cd est un élément non essentiel pour n’importe quel type

d’organisme (IRSN, 2004). Les propriétés physiques et chimiques du Cd proches de celles

du calcium (Ca) lui permettent de traverser les barrières biologiques, de se substituer au Ca

et de s’accumuler dans les tissus (Przelecka et al., 1991; Bartlett et al., 2008). Il peut former

des complexes forts avec les biomolécules (Cumming et Tomsett, 1992) et, par conséquent,

sa présence, même en petite quantité, est dangereuse pour les plantes et les animaux (Das et

al., 1997).

Le Cd présent dans le sol peut être fixé (notamment par adsorption ou précipitation) ou

solubilisé (Kabata-Pendias, 2001). La solubilisation par les mécanismes de désorption lui

permet d'être absorbé par les plantes ou de migrer vers les eaux souterraines. Cependant, les

mécanismes de sorption du Cd peuvent l’éliminer de la solution du sol. Le traitement de la

contamination du Cd dans les sols dépend grandement des processus de sorption-

désorption.

L’assainissement des sols contaminés par des métaux lourds demeure une priorité pour

assurer la protection des composantes de l’environnement. La sorption ou le rehaussement

de la capacité de sorption des sols à l’égard de métaux toxiques constitue un moyen

efficace pour les stabiliser (Pion et Karam, 2008; Karam et Jaouich, 2009). Les composts

contenant de matières humifiées ainsi que les résidus calcaires sont des matériaux qui

peuvent être utilisés comme sorbant de Cd dans les sols agricoles. Si les impacts des

amendements organiques et inorganiques sur la disponibilité des éléments nutritifs des sols

sont bien documentés, leurs effets sur le comportement des métaux toxiques dans les sols le

sont moins (Karam et De Coninck, 2007).

3

Hypothèses de recherche

1) L’apport de matériaux biologiques contenant soit des matières organiques humifiées soit

du carbonate de calcium contribue à augmenter la capacité de rétention du Cd dans le sol.

2) La quantité de Cd extractible par les solutions traditionnelles (DTPA et Mehlich-3) est

directement proportionnelle à la quantité de Cd fraîchement sorbée dans le sol.

3) Des quantités importantes de Cd fraîchement sorbées peuvent se retrouver dans la

fraction résiduelle des sols.

Objectifs de la recherche

1) Déterminer l’effet de l’application de composts et de résidus de coquilles d’œufs de

poules sur la sorption du Cd par deux types de sols.

2) Déterminer l’effet de la température et du temps de contact sur la sorption du Cd.

3) Déterminer l’extractibilité du Cd fraîchement sorbé dans les sols traités avec des

amendements biologiques.

Ce mémoire comporte cinq chapitres. Le premier chapitre débute avec une introduction, et

la présentation des hypothèses et des objectifs du projet de recherche. Le deuxième chapitre

comporte une revue de littérature (chapitre 2). Le chapitre suivant présente les méthodes

utilisées pour l’étude de la sorption et la désorption du Cd (chapitre 3). Des résultats et leur

interprétation sont présentés au chapitre 4. Enfin, le chapitre cinq est une conclusion

générale qui résume les principaux résultats en fonction des objectifs et des hypothèses de

recherche.

4

Chapitre 2

Revue de littérature

Le Cd appartient au groupe IIB de la table périodique (série d’éléments de transition), et est

un métal relativement rare (Cook et Morrow, 1995; Kabata-Pendias, 2001)

2.1 Teneur et sources anthropiques de cadmium dans les sols

La teneur naturelle moyenne de Cd dans la géosphère est relativement faible, environ 0,2

mg/kg (Lindsay, 1979). La composition chimique de la roche mère est le facteur principal

déterminant la teneur en Cd des sols. La concentration moyenne de Cd dans les sols issus

de roches ignées est rapportée

5

de tout le Cd rejeté dans l'environnement au Canada. Au Québec, en Colombie-Britannique,

en Ontario et au Manitoba, des concentrations élevées de Cd sont rapportées dans les sols à

proximité des installations industrielles et des sources de Cd connues (Santé Canada, 1994).

Dans les autres pays, la contamination de Cd dans l’environnement est également

rapportée. À Hanoï (Vietnam), les études récentes de Nguyen et al. (2007) ont mis en

évidence la contamination de Cd dans les eaux et les sédiments des lacs et des rivières

situés dans les zones peuplées. Dans tous les échantillons d’eau des rivières To-Lich et

Kim-Nguu, la concentration de Cd dépassait les critères de la qualité des eaux de surface du

Vietnam (TCVN 5942-1995 B, 1995).

Dans le district minier Tri-State dans le sud-ouest de Missouri, les sols ont été contaminés

par le Pb, le Zn et le Cd comme conséquence de la fusion du minerai extrait localement. La

concentration de Cd dans les sols de ce district est supérieure à 15 mg Cd/kg (Brown et al.,

2004).

Le Cd peut facilement entrer dans le sol lors de l'enfouissement des boues d'épuration, de

l'accumulation de différentes sources de pollution industrielle ou de l'application d'engrais

phosphatés dans lesquels le Cd est une impureté (Gray et al., 1998). Dans les conditions

naturelles, la teneur en Cd diminue avec la profondeur du sol.

Parmi les sources anthropiques de pénétration du Cd dans l'environnement canadien, les

sources les plus importantes sont l'industrie métallurgique (notamment la fonte et le

raffinage des métaux communs), l'emploi de combustibles dans des installations fixes (pour

la production d'électricité et le chauffage), le transport, l'élimination des déchets solides et

l'épandage des boues d'épuration (Santé Canada, 1994).

Le Cd est présent comme un sous-produit inévitable de l'extraction du zinc, du plomb et du

cuivre (Cook et Morrow, 1995). Dans les sols superficiels des environs des mines de Pb et

de Cd, la concentration de Cd est signalée comme très élevée (Santé Canada, 1994).

Les données disponibles indiquent qu'une large quantité de Cd, estimée à 159 tonnes, est

rejetée chaque année dans l'environnement canadien par suite d'activités humaines. Quelque

340 tonnes de déchets contenant du Cd provenant de l'industrie métallurgique (scories,

http://www.lenntech.com/fran%C3%A7ais/data-perio/Zn.htmhttp://www.lenntech.com/fran%C3%A7ais/data-perio/Pb.htmhttp://www.lenntech.com/fran%C3%A7ais/data-perio/Cu.htm

6

boues et déchets contenant du Cd) sont mises en décharge (Santé Canada, 1994). Les flux

de déchets de Cd provenant des industries (par exemple, de la production de zinc, des

engrais bio-industriels) finissent principalement dans les sols (Cook et Morrow, 1995).

Avec une teneur de 10 à 200 mg Cd/kg (Cook et Morrow, 1995), des engrais phosphatés

peuvent apporter une grande quantité de cet élément une fois appliqué aux sols. L'épandage

des boues d'épuration municipales (dont la teneur en Cd peut être relativement élevée) sur

des terres agricoles peut, à long terme, accroître la concentration de Cd dans les sols et dans

les produits qui y sont cultivés. Des sols agricoles récepteurs de boues d'épuration dans la

région de Halton (Ontario) présentaient une concentration médiane de Cd (n = 57) de 0,68

mg Cd/kg (0,19-4,3 mg Cd/kg), tandis que dans des sols non traités (n = 252), la

concentration de Cd était inférieure à 0,5 mg Cd/kg ( échangeable > carbonates > Fe-Mn oxydes > organique >

soluble. Dans l’eau, le Cd peut exister sous forme soluble, échangeable, combinée avec les

carbonates, complexée avec les substances organiques, fixée dans les oxydes de Mn et de

Fe ou dans les minéraux (Kabata-Pendias et Pendias, 1992). Parmi les métaux traces, le Cd

est connu comme l’élément le plus mobile dans les sols (IRSN, 2004).

La mobilité des formes de Cd diminue dans l'ordre suivant: minéraux > oxydes de Mn et de

Fe > composés organiques > complexes métal-organiques > carbonates > échangeables

(Gray et al., 1998).

http://www.lenntech.com/fran%C3%A7ais/data-perio/Zn.htm

7

Krishnamurti et al. (1995) ont réalisé une étude sur le fractionnement de Cd dans 16 sols de

surface de la Saskatchewan. Les résultats ont montré une très faible teneur en Cd sous

forme échangeable. Par contre, la fraction de Cd sous forme de complexe métal-matières

organiques prédominait, représentant en moyenne 40% du Cd total du sol. La distribution

des fractions de Cd dans les sols suivait l’ordre croissant suivant : complexes métal-

matières organiques (0,107 mg Cd/kg) > carbonate (0,052 mg Cd/kg) > fraction résiduelle

(0,042 mg Cd/kg)> composés organiques (0,035 mg Cd/kg) > oxydes de Fe (0,016 mg

Cd/kg) > oxydes de métal facilement réductibles (0,010 mg Cd/kg) > colloïdes minéraux

amorphes (0,002 mg Cd/kg).

2.2.2 Formes de cadmium dans la solution du sol

Dans la solution du sol, le Cd peut être trouvé sous les formes principales comme Cd2+,

CdSO40, CdCl+ et CdHCO3 en l’absence de ligands organiques. Des complexes avec les

principaux acides organiques carboxyliques (acides citrique, oxalique, malique…) sont

susceptibles de se trouver dans les zones superficielles des sols cultivés (IRSN, 2004).

La spéciation du Cd dans la solution du sol joue un rôle primordial dans sa mobilité. Dans

la solution des sols sans apport anthropique, les concentrations de Cd pourraient être de

l'ordre de 0,3 à 22,5 μg Cd/L, selon la source géologique des sols (Helmke, 1999). Dans les

sols agricoles, cette concentration dépasse rarement 10 μg Cd/L (Kookana et al., 1999). La

concentration de Cd soluble totale augmente avec la force ionique et varie selon la

concentration de carbone organique dissous (Fotovat et Naidu, 1998). Le Cd peut rester

dans la solution du sol comme un cation libre ou être complexé avec des ligands organiques

ou inorganiques (Tills et Alloway, 1983). Plus de 60% de Cd dans la solution du sol peut

être en association avec la matière organique dissoute (Krishnamurti, 2000). Mais il peut

également former des complexes solubles avec des ions chlorure, hydroxyde ou carbonate

(CdCl+, CdOH+, CdHCO3+, CdCl3-, CdCl42-, Cd(OH)3- et Cd(OH)42-) ou des groupements

sulfhydriles (Vig et al., 2003).

8

2.3 Sorption du cadmium

La sorption et la désorption sont des principaux facteurs qui contrôlent le comportement

des métaux dans le sol. La phyto-disponibilité et donc la toxicité potentielle du Cd dans les

sols, comme celles des autres métaux traces, sont contrôlées principalement par les

phénomènes de désorption-sorption (Swift et McLaren, 1991).

Comme le mécanisme de rétention des ions métalliques à la surface des sols est souvent

inconnu, le terme «sorption» est utilisé pour désigner la disparition des ions métalliques de

la solution, peu importe le mécanisme de réaction. Il s’agit du transfert de l’ion de la phase

liquide à la phase solide. Autrement dit, le terme «sorption» inclut tous les mécanismes de

réaction pouvant intervenir entre les ions dissous et les constituants du sol (Karam et al.,

1983). La sorption comprend trois processus importants : adsorption, précipitation et

fixation (Sparks, 1999; Apak, 2002; Vega et al., 2006).

L’adsorption est un phénomène de surface par lequel des atomes ou des molécules se fixent

sur la surface solide d’un matériau selon divers processus. Elle est considérée comme une

accumulation de métal à l’interface solide/solution du sol (Bradl, 2004).

L’adsorption des métaux lourds est décrite dans la littérature par deux mécanismes

principaux: l’adsorption non-spécifique et l’adsorption spécifique (Bradl, 2004).

L’adsorption non-spécifique est de nature un processus d’échange ionique où des

complexes de sphère externe se forment entre le métal et les surfaces chargés de sols

(Bradl, 2004). La liaison entre le métal et les sorbants est relativement faible. Le processus

est réversible et se produit assez rapidement car il est typique des réactions qui sont

contrôlées par la diffusion et les phénomènes électrostatiques.

Toujours d’après Bradl (2004), l’adsorption spécifique se caractérise par des réactions plus

sélectives et moins réversibles impliquant des complexes de sphères internes

(chimisorption). En effet, c’est la formation de complexes de surface entre les groupes

fonctionnels et le cation qui produit des unités stables.

L’adsorption spécifique résulte d’une liaison irréversible entre le métal et la matière

organique ou les minéraux de charges variables. L’adsorption non spécifique est un

9

phénomène électrostatique où le cation métallique de la solution remplace le cation sur les

surfaces des sorbants.

Plusieurs chercheurs sont d’accord que la majorité du Cd est fixée sous forme plus ou

moins échangeable mais il existe également une partie significative sorbée par adsorption

spécifique, donc non échangeable (Cavallaro et McBride, 1978; Garcia-Miragaya et Page,

1978; Ahy-Abd-Elfattah et Wada, 1981; Eriksson, 1988).

D’après Bradl (2004), l’adsorption est le principal mécanisme qui contrôle le

comportement du Cd à faible concentration dans les sols.

Dans la présente étude, le terme sorption est choisi pour désigner trois processus :

adsorption, précipitation et fixation.

2.4 Constituants du sol qui sorbent le cadmium

Le Cd est facilement sorbé par les constituants du sol. Les interfaces les plus importantes

impliquées dans la sorption de Cd dans les sols sont des colloïdes inorganiques tels que les

argiles, les oxydes et hydroxydes métalliques (principalement Fe et Mn) ainsi que des

carbonates, des phosphates et des sulfures. Les matières organiques de différentes origines

fournissent également des interfaces importantes pour la sorption de ce métal (Kabata-

Pendias et Pendias, 1992).

2.4.1 La matière organique

La matière organique est toujours considérée comme une matériel sorbant important qui

peut fixer des ions métalliques par complexation ou chimisorption avec un haut degré de

sélectivité (Bradl, 2004). Elle peut former de fortes liaisons ioniques ou covalentes

(Deschamps et al., 2006). Sa forte affinité pour les métaux lourds cationiques est due aux

nombreux ligands ou groupements organiques (carboxyliques, phénoliques, carbonyles,

etc…) capables de former des chélates ou des complexes avec les métaux lourds (Parent et

Perron, 1983; Kabata-Pendias, 2001; McBride, 2000; Karam et al., 2003).

10

La matière organique possède une grande surface spécifique et peut aussi jouer un rôle

important dans le contrôle de l’acidité du sol (Kabata-Pendias et Pendias, 1992). En

général, la charge négative nette des surfaces organiques augmente avec l’augmentation de

pH du sol et le contenu de la matière organique, ce qui favorise la sorption des ions

métalliques dans les sols à charges variables (McBride, 1994). Bien que les mécanismes

précis de la variation de la charge négative nette des sols et des surfaces minérales avec

l'augmentation du pH ne soient pas pleinement compris, la production de charges négatives,

soit par dissociation des ions H+ sorbés à la surface des sorbants soit par consommation des

ions OH-, est généralement acceptée. Dans les sols dominés par les surfaces de charge

permanente, les métaux lourds ne sont pas mobiles. Par contre, dans les sols à charges

variables, la faible densité de charge des surfaces crée des conditions propices pour

augmenter la mobilité des métaux. Par conséquent, la sorption des métaux lourds,

notamment le Cd, par les sols est fortement influencée par des ligands organiques et

inorganiques (Bradl, 2004).

De plus, la matière organique contrôle la fixation de métaux par échange cationique. La

capacité d’échange cationique (CEC) de l’acide humique est de 80-150 cmolc/kg, et atteint

jusqu’à 1400 cmolc/kg chez l’acide fulvique (Stevenson, 1982). La matière organique

contribue de 25 à 90% de la capacité d’échange cationique des horizons superficiels des

sols minéraux, et pratiquement la totalité de la CEC des sols organiques, tourbières, litières

forestières et horizons organiques ou couches d’humus (Kabata-Pendias et Pendias, 1992).

L’application de matière organique augmente la CEC et, par conséquent, augmente

l’adsorption du Cd dans les sols.

La matière organique joue un rôle important dans la sorption et également dans la

désorption du Cd (Gray et al., 1998; Hettiarachchi et al., 2003).

11

2.4.2 Les argiles

Ayant d’importantes surfaces spécifiques (jusqu’à 800 m2/g), une forte CEC (390 à 460

cmolc/kg) et grâce à leur structure feuilletée, les minéraux argileux peuvent sorber de

grandes quantités de métaux lourds (Kabata-Pendias, 2001).

Souvent, plus la teneur en argile des sols est élevée, plus forte est la capacité de sorption

des sols. Dans une étude portant sur la sorption de Cd par différents types de sols, Wong et

al. (2007) ont constaté qu’à une même valeur de pH, les limons sableux calcaires

présentaient une moindre capacité de sorption des métaux par rapport aux limons argileux

calcaires.

Le Cd est sorbé par les minéraux argileux par sorption spécifique ou non spécifique (Bradl,

2004). En général, la capacité de fixation de métal par les argiles est corrélée avec leur

CEC. Souvent, plus forte est la CEC, plus grande est la sorption. La CEC des types

d’argiles diminue dans l’ordre suivant : montmorillonite > vermiculite > illite, chlorite >

kaolinite > halloysite (Kabata-Pendias et Pendias, 1992). Les sols contenant des minéraux

gonflants comme la montmorillonite et la vermiculite présentent une forte capacité de

sorption de métaux. La capacité de sorption du Cd des minéraux argileux gonflants est de

l’ordre de 60-86 cmolc/kg (Kabata-Pendias et Pendias, 1992). Les sols tropicaux dominés

par la kaolinite ont une faible capacité de sorption des métaux (Rieuwerts, 2007).

Les argiles (surtout les silicates) sont souvent appliquées comme amendement pour

décontaminer les sols en raison de leur forte CEC et de leur capacité élevée à retenir les

métaux lourds. Plusieurs argiles gonflantes ont été utilisées pour décontaminer des eaux

polluées par des métaux (Deschamps et al., 2006). L’utilisation de bentonite et de zéolite a

été très efficace pour lutter contre la pollution métallique. Dans une étude portant sur la

stabilisation du Cd dans six sols taïwanais, Lin et al. (1998) ont montré que la quantité de

zéolite nécessaire pour fixer 1 mg de Cd par 100 g de sol était seulement de 0,1 à 0,2 g.

12

2.4.3 Les oxydes de Fe et Mn

Les oxydes de Fe et de Mn ont une grande capacité de sorption de métaux. De grandes

quantités de métaux peuvent être accumulées dans les nodules riches en Fe et en Mn

(Bruemmer et al., 1988).

Les oxydes hydratés de Mn et de Fe ont une grande affinité envers les cations ayant la

même dimension que Mn2+ et Fe2+, comme le Cd. Selon Blanchard (2000), les oxydes de

Mn jouent un rôle important, car ils possèdent une affinité particulière pour certains métaux

lourds (Cu, Zn, Ni, Pb, Cd…).

D’après Bruemmer et al., (1988), les mécanismes de sorption des métaux par les oxydes et

les hydroxydes impliquent le remplacement isomorphe, les réactions d'échange cationique

et les effets de l'oxydation à la surface de l'oxyde précipité. L’affinité des métaux lourds

envers la goethite et les autres oxydes est majoritairement déterminée par la capacité de ces

métaux à former des espèces d’hydroxyde de métal. Des oxydes de fer cristallins, surtout la

goethite, présentent des défauts de structure auxquels les métaux peuvent être incorporés

pour compenser le déséquilibre de charge. Il est généralement reconnu que les métaux

traces sont d'abord co-précipités avec le fer ou sorbés à la surface des sites de l'oxyde avant

d’être occlus par des précipitations de l'oxyde de fer.

Bruemmer et al., (1988) ont montré que l'accumulation des métaux traces dans les oxydes

de fer et de manganèse peut être liée à des processus de diffusion des métaux dans les

particules d'oxyde. Ces auteurs ont conclu que des oxydes de fer naturels sont souvent

associés à des quantités relativement élevées de métaux traces qui ne sont pas seulement

liés à des sites de surface, mais aussi occlus à l’intérieur des particules d’oxydes.

Étant de bons sorbants, les oxydes métalliques peuvent aussi être utilisés comme

amendement pour augmenter la capacité de rétention des métaux lourds d’un sol. La

goethite (FeO(OH)) et l’oxyde de Fe ont manifesté une forte affinité (capacité de sorption)

à l’égard des ions Pb2+ et Cd2+ (Srivastana et al., 1988).

13

2.4.4 Les carbonates, les phosphates, les sulfures

Les carbonates, les phosphates et les sulfures sont des constituants qui influencent la

mobilité des métaux principalement par le processus de précipitation.

Le CdCO3 est un produit très faiblement soluble. Alors, le Cd métallique et les ions

divalents de Cd, une fois associée avec les anions carbonates et phosphates, deviennent très

faiblement solubles dans le milieu aqueux. En plus de la capacité à précipiter les métaux,

les carbonates (CaCO3, MgCO3, CaCO3.MgCO3), en particulier la calcite, possèdent de

nombreux sites d’adsorption à la surface. De plus, les carbonates peuvent incorporer des

cations métalliques dans leur maille cristalline (Deschamps, 2006). Les carbonates

constituent ainsi une phase de sorption dominante qui contrôle la distribution du métal et sa

mobilité dans le milieu (Levi-Minzi et al., 1976; IRSN, 2004).

Le Cd réagit facilement avec les carbonates du sol. Il est bien connu que les sols calcaires

représentent des surfaces potentielles de sorption pour les métaux lourds. Alloway (1990) a

montré que les sols contenant du CaCO3 peuvent sorber le Cd et réduire sa mobilité.

McBride (1980), qui a obtenu un isotherme d’adsorption linéaire en étudiant la sorption de

Cd (

14

est une méthode courante pour réduire la mobilité des métaux lourds dans les sols

contaminés.

Le Cd peut aussi facilement co-précipiter avec les sulfures malgré leur quantité négligeable

dans les sols.

2.5 Facteurs influençant la sorption du cadmium

Les réactions de sorption sont souvent influencées par les conditions du milieu comme le

pH, la température et le temps de contact.

2.5.1 pH

Le pH est le facteur le plus important qui contrôle la mobilité de Cd dans le sol (Gray et al.,

1998; Christensen, 1984). C’est pourquoi, le changement de pH conduit à des changements

importants dans le processus de sorption.

Le pH influence à la fois la charge (Sposito, 1984) et la structure des surfaces des sorbants

(Garcia-Miragaya et Page, 1978; Eriksson, 1988)

Dans un milieu acide (pH = 3), les sorbants risquent de se dissocier et ainsi diminuer le

nombre de sites actifs. En outre, la surface très protonée du sorbant n'est pas favorable à la

sorption du Cd dans un milieu acide où l’ion Cd2+ est l’ion principal. Par conséquence, la

sorption de Cd ne se produit pas en raison de la répulsion électrostatique (Huang et

Ostovic, 1978). Quand le pH augmente, le degré de protonation de la surface diminue

graduellement et atteint zéro à pH 7,0, ce qui entraîne une augmentation graduelle de la

sorption (Huang et Ostovic, 1978). À des valeurs de pH supérieures à 7,0, la charge de la

surface de sorbant devient négative. Ce phénomène électrostatique favorise une meilleure

adsorption du Cd (Singh et al., 1998).

L’affinité des sites de sorption pour le métal dépend de la nature des ions (Taty-Costodes et

al., 2003). Si, à cause d’une raison quelconque, la nature de l’ion est changé, la sorption

changera. La forme du métal est influencée par le changement du pH de la solution. Quand

le pH augmente de la valeur acide à la valeur neutre, il existe une seule espèce d’ion de Cd :

15

Cd2+. À pH alcalin, le Cd existe sous deux formes : Cd2+ et CdOH+. Selon Serpeau et al.

(1994), les ions de M2+ et MOH+ deviennent plus compétitifs pour les sites d’adsorption

que H+. La sorption du Cd est alors favorisée par des pH alcalins.

Le pH contrôle directement la solubilité des hydroxydes de métal en plus des carbonates et

des phosphates de métal. À des pH élevés, la proportion de métal qui précipite sous formes

d’oxydes, d’hydroxydes ou d’hydroxy-carbonates devient importante.

Le pH influence également sur la composition ionique de la solution du sol (Garcia-

Miragaya et Page, 1978; Eriksson, 1988). En milieu acide, le nombre de H3O+ est

largement supérieur à celui de l’ion métallique et pourrait entrer en compétition avec ceux-

ci pour les sites de sorption. Les ions H3O+ libèrent les ions métalliques liés aux sites

d’adsorption. Quand le pH augmente, les sites de sorption se transforment principalement

en formes dissociées et les ions métalliques en solution peuvent remplacer les ions H3O+ à

la surface du sorbant (Taty-Costodes et al., 2003).

Bruemmer et al. (1988) ont constaté que la sorption de Cu, de Zn et de Cd par la goethite

augmentait avec le pH. Christensen (1984) a montré que la sorption de Cd dans les sols

sablonneux et les sols limoneux augmentait par un facteur de 3 pour chaque unité

d’augmentation du pH entre 4 et 7,7. Boekhold et al. (1993) ont trouvé que la sorption de

Cd doublait avec une augmentation de 0,5 unité de pH. Une hausse de la sorption du Cd

dans les sédiments avec l'augmentation de pH de 5 à 8 a également été observée par

Serpeau et al. (1994).

Dans les sols amendés avec de la chaux, la sorption du Cd était plus élevée dans les

échantillons de sols amendés que dans les témoins (Filius et al., 1998). Dans une étude

portant sur la sorption Cd par des sols riches en matière organique, Gray et al. (1998) ont

trouvé que la quantité de Cd sorbée augmentait avec le pH. La diminution de la désorption

de Cd sorbé a également été observée.

Les mécanismes de réaction des métaux en fonction du pH comprennent la sorption, la

formation de complexes de sphères internes et la précipitation (McBride, 1994; Sparks,

1995).

16

2.5.2 Température

La température est un des paramètres les plus importants qui déterminent le taux et la

vitesse du processus de sorption des métaux. Étudier la sorption à différentes températures

permet de clarifier la nature du mécanisme de la sorption. Le taux de métal sorbé dépend de

la température du système et, par conséquent, est contrôlé par la nature exothermique ou

endothermique de la réaction.

Il existe peu de données sur l’impact de la température sur la sorption de Cd et il y a des

résultats contradictoires.

L’adsorption du Cd dans 10 sols à deux températures, 5 et 250C (± 0,5°C), a été étudiée par

Levi-Minzi et al. (1976). La quantité et la vitesse de sorption était plus élevées à 250C qu’à

5°C. D’après ces auteurs, la température élevée augmente le nombre de sites de sorption et,

par conséquent, l’affinité des sols pour le Cd. Plus la température est élevée, plus la

réaction de sorption est accélérée et plus la quantité du Cd sorbé est rehaussée.

Dans une autre étude, Adhikari et Singh (2003) ont trouvé que la sorption du Cd et du Pb

dans cinq sols de l’Inde augmentait lorsque la température du système passait de 25 à 450C.

Dans leur étude, tous les paramètres thermodynamiques de la sorption (K0, ∆G0, ∆H0 et

∆S0) ont augmenté avec la température.

Cependant, He et al. (2005) ont estimé que le processus de sorption du Cd dans les deux

sols argileux (Chine) était de nature exothermique et que l’augmentation de la température

favorisait plutôt la désorption de Cd. Ces auteurs ont observé que la sorption du Cd dans

ces 2 types de sols était plus élevée à 100C qu’à 250C et la plus faible à 400C.

Serpeau et al. (1994) ont aussi observé une diminution de la sorption des métaux par les

sédiments quand la température augmentait de 10 à 400C. Entre 10 et 30°C, l'effet de la

température sur la capacité de sorption des sédiments n'était pas remarquable. Par contre, la

diminution de sorption était plus importante entre 30 et 400C.

17

Une réduction de la capacité de sorption des métaux (Cu, Cd, Ni, Cr) avec l’augmentation

de la température dans les biosorbants (d’écorces d’eucalyptus) a aussi été observée par

Saliba et al. (2001).

Qaiser (2007) a conclu qu’une température très élevée peut causer des changements au

niveau de la structure des sorbants, et ainsi diminuer la capacité de sorption des métaux.

La nature chimique ou physique des réactions de sorption de Cd est aussi clarifiée par les

essais sous différentes températures. La réaction de sorption est de nature chimique quand

la quantité du produit augmente ou diminue avec une augmentation de la température. La

sorption physique, d’autre part, est toujours caractérisée par une diminution de la sorption

due à l’augmentation de la température (Levi-Minzi et al., 1976).

2.5.3 Temps de contact

La durée du contact entre le métal et le sorbant détermine le taux d’élément sorbé.

Généralement, la longue durée du temps de contact favorise la sorption et renforce la

liaison entre le métal et les surfaces (Bruemmer et al., 1988).

Bruemmer et al., (1988) ont trouvé que la sorption du Cu, du Zn et du Cd par la goethite

augmentait avec le temps de contact. La vitesse de la sorption des métaux était rapide

pendant les premières heures de contact, ensuite, la réaction était beaucoup plus lente. La

sorption était linéairement liée à la racine carrée du temps (Bruemmer et al., 1988).

D’après Taty-Costodes et al. (2003) si le temps de contact est fixe, les différences entre les

conditions d’agitation (vitesse, durée, fréquence) influencent la distribution du métal dans

la solution. L’augmentation de la vitesse d’agitation peut optimiser le contact entre le métal

et les sites de sorption. La sorption augmente donc avec l’augmentation de la vitesse

d’agitation du milieu sol/solution.

La sorption mesurée en fonction du temps de contact établit le temps d’équilibre approprié

à adopter (Taty-Costodes et al., 2003). Le temps pour atteindre l’équilibre varie d’un

système à l’autre et dépend de la nature du métal et du sorbant et des conditions du milieu.

18

Dans une étude portant sur la sorption de quatre métaux (Cd, Cu, Pb, Zn) par des composts,

Grimes et al. (1999) ont montré que la sorption des métaux était rapide. Après seulement

1h, la plupart des métaux était retenue par seulement 1 g de compost.

Adhikari et Singh (2003) ont trouvé une valeur de ∆G0 élevée pour la sorption de Cd et de

Pb par les sols étudiés, ce qui leur a permis de conclure que la réaction était spontanée. La

sorption de Cd par les sols dans l’étude de He et al. (2005) a été quasi constante après

environ 2 h d’équilibre. Cependant, dans l’essai de sorption de Cd (10-5 M) sur la goethite

réalisé par Bruemmer et al. (1988), l’équilibre n’a pas été atteint après 42 jours.

2.6 Désorption - Les facteurs influençant la désorption du cadmium

Le déplacement de n’importe quel métal dans le sol et son absorption par les plantes sont

contrôlés par les processus de sorption et désorption (Karam et al., 1983). La

biodisponibilité de ces éléments est étudiée dans les essais de désorption (He et al, 2005).

On appelle ‘désorption’ la transformation inverse de la sorption, par laquelle les molécules

ou les atomes sorbés se détachent du substrat (Deschamps et al., 2006). La désorption est

de nature un mécanisme qui contrôle la qualité et le rythme de la libération des ions dans la

solution. La phyto-disponibilité des ions est ainsi contrôlée. Christensen (1984); Swift et

McLaren (1991) ont mentionné que la désorption était aussi importante que la sorption. Il

est important de déterminer si le Cd sorbé est facilement libéré de la surface des sols, et la

façon dont la libération est affectée par les caractéristiques du sol (Gray et al., 1998).

Jusqu’à date, la plupart des études sur les métaux, dont le Cd, s’intéresse plutôt aux

processus de sorption et fixation que ceux de la désorption. La partie désorbable des

métaux lourds ajoutés est souvent estimée par une extraction avec des solutions différentes.

Des solutions extractives utilisés les plus communs sont des acides faiblement concentrés

(HCl, HNO3), des sels de nitrate ou de chlorure (Ca(NO3)2, NaNO3, CaCl2,…) et des

complexants comme Mehlich-3, EDTA, DTPA, … Le choix d’une solution extractive ou

des solutions extractives dépend de l’objectif de l’étude. En général, la désorption

séquentielle (plusieurs solutions sont utilisées successivement) est choisie pour préciser la

19

quantité extraite en fonction de la force de la liaison entre le métal et la surface du sorbant.

Cependant, l’extraction simple avec une seule solution est couramment utilisée pour

déterminer la spéciation de l’élément. Par exemple, l’EDTA est utilisé pour déterminer la

quantité de Cd fixée par la sorption spécifique. D’après Li et Shuman (1996), les cations

échangeables et les ligands inorganiques comme Cl- pourraient extraire le Cd du sol avec

une large proportion de Cd de la fraction échangeable.

Étant le processus inverse de la sorption, la désorption est un processus relativement

difficile qui nécessite des énergies d’activation beaucoup plus grandes que celles de la

sorption (McBride, 1989). C’est la raison de la plus faible vitesse des réactions de

désorption.

C’est évident que la solution d’extraction (nature et concentration) est le premier facteur

qui détermine le taux et la vitesse de libération des éléments sorbés. Les solutions ayant une

capacité d’extraction similaire à celle des plantes ne pourraient libérer qu’une partie de la

quantité sorbée. Toutefois, le processus de désorption est contrôlé par plusieurs facteurs

comme les propriétés du sol ou les conditions dans lesquelles les réactions se produisent.

2.6.1 La nature du sorbant

La nature et l’affinité du sorbant à l’égard de l’élément joue un rôle déterminant dans la

libération de ce dernier à partir des sites de sorption. Les propriétés minéralogiques des sols

sont les facteurs les plus importants (Gray et al., 1999). Les métaux, une fois fixés par des

argiles ayant une capacité de sorption élevée, sont difficilement relâchés. La désorption du

Cd fixé par les oxydes de Fe apparaît lente à cause de la difficulté de diffusion dans les

zones intérieures des oxydes de Fe et de Mn (Filius et al., 1998). La matière organique qui

favorise la sorption des métaux contrôle également le processus de désorption. Une forte

teneur en matière organique des sols pourrait retarder la libération des métaux.

2.6.2 pH

Le rôle significatif du pH gouvernant le processus de désorption est confirmé par plusieurs

études. De nombreux chercheurs ont trouvé une diminution de la désorption des métaux,

dont le Cd, en fonction de l’augmentation du pH (Christensen, 1984; Gray et al., 1998;

20

Bogatu et al., 2006). Si la désorption est considérée comme le processus inverse de la

sorption, il est facile de comprendre sa dépendance du pH.

2.6.3 Rapport solide/liquide

Le rapport solution/liquide contrôle aussi la proportion et la vitesse de désorption du métal

(Filius et al., 1998; Bogatu et al., 2006). Filius et al. (1998) ont trouvé un rehaussement des

quantités de métal extraites avec l’augmentation du rapport sol/solution.

2.6.4 Température

À la température de la pièce, la vitesse du processus de désorption est beaucoup plus lente

que celle de la sorption (McBride, 1989; Hettiarachchi et al., 2003). L’augmentation de la

température pourrait accroître la désorption du Cd (He et al., 2005).

2.6.5 Temps de réaction

Selon Filius et al. (1998), la longue durée de contact avec la solution extractive favorise la

désorption du métal et, par conséquent, augmente la quantité de métal désorbée. Ces

auteurs ont également noté que la durée du temps où le métal est fixé influence également

la vitesse de désorption. La vitesse de désorption du Cd occlus pendant une longue durée

dans des oxydes de fer est lente, en raison peut-être de la fixation structurale du Cd.

2.7 Traitement des sols avec des amendements biologiques

Les matériaux biologiques, dont les composts, sont largement utilisés comme amendement

organique des sols, des sédiments dragués et des résidus miniers (Hountin et al., 1995;

Fortin et Karam, 1998; Aajjane et al., 2006; Casséus et Karam, 2006; De Coninck et

Karam, 2006).

En raison de leur contenu en éléments nutritifs et en matières organiques, ces matériaux

organiques peuvent fournir une ressource nutritive précieuse pour l'agriculture, la

sylviculture et la réhabilitation des terres dégradées (Sauvesty et Karam, 1998 a,b; Wong,

1999).

21

Pour restaurer les sols contaminés par des métaux, l’ajout de matières organiques est

généralement recommandé (Li et Shuman, 1996). Ces méthodes reposent sur la capacité

intrinsèque des matières organiques à se lier aux métaux et à réduire leur mobilité. Les

matières organiques peuvent fournir un grand nombre de sites de sorption non spécifiques

ou spécifiques pour la sorption des métaux et, par conséquent, les rendre difficiles à

déplacer (Li et Shuman, 1996). De nombreuses études ont montré la diminution de la

mobilité de Cd avec l’augmentation de la teneur en matière organique des sols. Certains

fumiers ou biosolides peuvent toutefois accroître la mobilité des métaux (Almas et al.,

1999). Ces formes de matière organique non stabilisées ont une teneur élevée en matière

organique dissoute (MOD) qui complexe les métaux et facilite leur mouvement dans les

sols. Le compostage stabilise les matériaux organiques et réduit leur contenu en MOD et

leur potentiel de mobiliser les métaux (van Herwijnen et al., 2007; Tandy et al., 2009).

La sorption des métaux peut avoir lieu sur les sites humiques ou non humiques du compost.

En cas de complexation avec les substances humiques, l'ordre de la stabilité de ces

complexes de métaux suit la série de Irving- Williams: Pb2+> Cu2+ > Ni2+ > Co2+ >Zn2+ >

Cd2+> Fe2+ > Mn2+> Mg2+ (Beckwith, 1959). Cependant, la force de la liaison entre les

métaux et le compost suit l’ordre suivant : Pb>Cd=Cu>Zn (Grimes et al., 1999).

La fraction inorganique du compost peut également contenir des anions comme Cl- et OH-,

qui peuvent former des complexes avec les ions métalliques chimiquement liés et des

groupes comme des groupes hydroxyles qui peuvent prendre part à des réactions d'échange

d'ions à la surface (Grimes et al., 1999). D’après ces auteurs, il y a possiblement deux types

d’interaction forte entre les métaux et le compost : (1) l’incorporation de métaux lourds

entre les treillages de la fraction inorganique et (2) la formation de complexes avec les

ligands de la fraction organique (Grimes et al., 1999).

Les composts sont utilisés pour amender les résidus miniers et les sols contaminés des

mines. Il y a deux stratégies d’immobilisation des éléments traces dans les déchets

organiques contaminés en utilisant le compost : (1) co-compostage avec des déchets

organiques et (2) incorporation du compost mature. Les plus récents résultats publiés par

Tandy et al. (2009) ont montré que les deux traitements favorisent la croissance des plantes

et réduisent la phyto-accumulation de métaux.

22

Chapitre 3

Matériel et méthodes

3.1 Matériel

3.1.1 Sols

Des échantillons de deux types de sols (0-20 cm) appartenant à la classe texturale sable (S)

et limono-argileux (LA) ont été prélevés à St-Ubalde, Québec, sur la ferme Patate Dolbec

Inc. en été 2008. Les échantillons de sols ont été séchés à l’air, tamisés à 2 mm et

entreposés dans des contenants de plastique pour les analyses subséquentes.

3.1.2 Amendements

Les matériaux biologiques (MB) utilisés dans la présente étude sont :

i) Compost à base de bovins de boucherie et de sciure de bois (CBS), provenant de la ferme

Patate Dolbec.

ii) Compost à base de bovins de boucherie et de paille (CBP), provenant de la ferme Patate

Dolbec.

iii) Compost commercial à base de tourbe et de déchets de crevettes (CTC).

iv) Farine de coquilles d’œufs de poules (FCO). Les résidus de coquilles de poules

proviennent du marché et ont été séchés à 60°C pendant 1 semaine, puis finement broyés.

3.2 Caractérisation des sols et des amendements

Les méthodes analytiques utilisées sont essentiellement du manuel des Méthodes

d’échantillonnage et d’analyse des sols (McKeague, 1978). L’analyse granulométrique a été

faite par la méthode à l’hydromètre. La matière organique (MO) a été déterminée par

oxydation en milieu humide (méthode Walkley Black modifiée). Le contenu en carbone

23

total des composts a été déterminé par incinération. Le pH a été mesuré dans une solution

de CaCl2 0,01 M et à l’eau distillée. Le rapport solide:solution (CaCl2 ou eau) était de 1 :2

pour les sols et FCO et de 1 :20 pour les composts. La capacité d’échange cationique (CEC)

des sols a été mesurée par la méthode de saturation du sol au NH4OAc (1N, pH 7), le

déplacement des ions NH4+ par une solution KCl (Hendershot et al., 1993) puis leur dosage

par entraînement à la vapeur. Les cations basiques échangeables (Ca, Mg et K) des sols et

des amendements ont été extraits par la solution Mehlich-3 puis déterminés par

spectrophotométrie d’absorption atomique. L’indice de Cd disponible des amendements a

été déterminé par la méthode de Mehlich (Mehlich, 1984). La quantité de Cd extractible à

la solution Mehlich-3 des sols et des amendements était en dessous de la limite de détection

du spectrophotomètre d’absorption atomique.

Les principales caractéristiques des sols et des amendements apparaissent au tableau 1.

Tableau 1. Quelques propriétés des sols et des amendements.

Sable (S)

Limono-argileux

(LA) CBS CBP CTC FCO

pH eau 6,2 7 9,1 8,0 6,7 9,8pH CaCl2 5,5 6,2 8,0 6,8 6,3 7,4 MO, % (par incinération) 77,8 24,1 71,6 ---MO, % (Walkley-Black) 1,84 4,68

CEC (cmolc/kg) 4,6 17,1 --- --- --- ---Ca échangeable (mg/kg) 455,0 2664,0 7180,0 5060,0 21070,0 28590,0Mg échangeable (mg/kg) 54,5 147,0 3790,0 1425,0 2135,0 530,0K échangeable (mg/kg) 128,1 339,3 14905,0 2952,5 489,5 451,5Na échangeable (mg/kg) 64,1 76,1 1440,0 294,5 844,0 537,0

Granulométrie Sable (%) 90,0 12,5 Limon (%) 6,7 57,2 Argile (%) 3,3 30,3

24

3.3 Protocole expérimental

3.3.1 Traitements

Les deux sols (S et LA) ont reçu une seule dose (10%) de chaque amendement (CBS, CBP,

CTC, FCO).

3.3.2 Études de sorption du cadmium

3.3.2.1 Sorption en fonction du temps de contact

Les données de sorption du Cd (en duplicata) en fonction du temps de contact ont été

obtenues en ajoutant 30 mL de CaCl2 0,01 M contenant 100 mg Cd/L sous forme de CdCl2,

à 1 g de sols ou de sols amendés ou à 0,5 g d’amendements dans des tubes à centrifuger de

50 mL en polyéthylène. Les tubes de centrifugation furent bouchés et laissés au repos, à la

température de la pièce pendant 14 périodes variant de 30 minutes à quatre semaines avec

agitation intermittente. Après 30 min, 1 h, 2 h, 3 h, 4 h, 5 h, 6 h, 12 h, 24 h, 48 h, 72 h, 1

sem, 2 sem et 4 sem, les tubes furent centrifugés à 2500 rpm pendant 5 minutes puis les

surnageants filtrés (papier filtre Whatman no 40.). Le Cd fut dosé dans le filtrat par

spectrophotométrie d’absorption atomique. La quantité de Cd sorbée par gramme

d’échantillon (S) fut obtenue en calculant la différence entre la quantité de Cd initialement

ajoutée et les quantités de Cd présentes dans la solution à l’équilibre.

3.3.2.2 Sorption du cadmium en fonction de la température

La sorption du Cd par les sorbants a été entreprise à quatre températures : 5°C

(réfrigérateur), 22°C (température de la pièce), 35°C (étuve) et 45°C (étuve). Les étapes de

la procédure ont été celles de la section 3.3.2.1 sauf que le temps de contact était 1 semaine.

25

3.3.2.3 Sorption du cadmium en fonction de la quantité de cadmium ajoutée

Les données d’isothermes de sorption du Cd ont été obtenues en ajoutant 30 mL de

solutions de CaCl2 0,01 M contenant des quantités croissantes de Cd sous forme de CdCl2,

à 1,00 g de sol seul ou de mélanges sol + amendements ou 0,50 g d’amendements seuls

dans des tubes à centrifuger de 50 mL en polypropylène. Un témoin et onze concentrations

de Cd ont été utilisées, soit 50, 75, 100, 200, 300, 400, 500, 800, 1000, 1500, 2000 mg

Cd/L. Après une semaine d’agitation intermittente (2 fois/jour) à la température de la pièce,

les suspensions ont été centrifugées à 2500 rpm pendant 5 minutes et les surnageants filtrés

(papier filtre Whatman no 40). Le Cd a été déterminé dans les extraits par

spectrophotométrie d’absorption atomique. La quantité de Cd sorbée a été calculée par

différence entre les quantités initialement ajoutées et celles présentes dans la solution à

l'équilibre.

Les données de sorption du Cd ont ensuite été ajustées à deux modèles largement utilisés en

chimie des sols (Sparks, 1995) : celui de Freundlich et celui de Langmuir.

Les équations de Freundlich et de Langmuir sous leurs formes linéaires s’écrivent

respectivement :

Log S = log KF + N log C 3.1

et

C/S = 1/kb + C/b 3.2

où S est la quantité de Cd sorbée par kilogramme de sol (mg Cd/kg); C est la concentration

en Cd (mg/L) de la solution d’équilibre; KF (mg/kg) reflète l’affinité des sorbants à l’égard

du Cd et N (l/kg) est une constante empirique; k est une constante relative à l’énergie de

liaison des sites de sorption avec le Cd (L/mg de Cd); b représente la capacité de sorption

maximale de Cd (mg/kg).

Les constantes A, N, k et b respectives aux équations 3.1 et 3.2 ont été obtenues par des

régressions simples linéaires.

26

3.3.3 Études de désorption du cadmium sorbé

Les résidus des sorbants obtenus après les additions de Cd (section 3.3.2.3) furent lavés

dans une solution de 0,01 M CaCl2 pour éliminer l’excès de Cd. Ceux-ci furent ensuite

soumis à l’extraction singulière (section 3.3.3.1) et à l’extraction séquentielle (section

3.3.3.2) du Cd.

3.3.3.1 Extractibilité du cadmium sorbé

Les données de Cd extractible à la solution 0,005 M DTPA- 0,01 M TEA- 0,01 M CaCl2 (pH 7,3) des résidus des sorbants ayant reçu 200, 400 et 800 mg de Cd/L ont été obtenues

en équilibrant pendant 24 h avec agitation intermittente le résidu du sorbant avec 30 mL de

la solution DTPA-TEA-CaCl2. Après centrifugation, les solutions surnageantes ont été

filtrées (papier filtre Whatman No.40) et le Cd déterminé par spectrophotométrie

d’absorption atomique.

Les données de Cd extractible à la solution Mehlich-3 des résidus des sorbants ayant reçu

50, 300 et 600 mg Cd/L ont été obtenues en équilibrant pendant 24 h avec agitation

intermittente le résidu du sorbant dans 30 mL de la solution Mehlich-3. Après

centrifugation, les surnageants ont été filtrés (papier filtre Whatman No.40) et le Cd a été

déterminé par spectrophotométrie d’absorption atomique.

3.3.3.2 Désorption séquentielle du cadmium sorbé

La désorption séquentielle du Cd à partir d’échantillons ayant été traités avec des niveaux

de 100, 500 et 1000 mg Cd/L, a été effectuée en utilisant successivement les trois solutions

extractives suivantes (Sidhu et al., 1977) : 0,05 M Ca(NO3)2, 0,005 M DTPA- 0,01 M

TEA- 0,01 M CaCl2 (pH 7,3) et 0,1 M HCl. Le temps d’extraction était de 24 h à la

température de la pièce et le rapport sorbant : solution extractive était de 1 : 30. Après

centrifugation, les surnageants ont été filtrés (papier filtre Whatman No.40) et le Cd a été

déterminé par spectrophotométrie d’absorption atomique.

Tous les essais ont été répétés deux fois.

27

3.4 Analyses statistiques

Les données (moyennes et graphiques) ainsi que les paramètres de sorption des isothermes

de Freundlich et de Langmuir ont été calculés au moyen des programmes de Microsoft

Excel et de SAS (SAS Institute Inc., 2004).

28

Chapitre 4

Résultats et discussion

4.1 Étude de la sorption du cadmium

4.1.1 Sorption du cadmium en fonction du temps de contact

Le temps de contact est l’un des importants facteurs influant sur le processus de sorption.

Dans cet essai, en gardant tous les autres paramètres constants, la sorption du Cd fut

observée à 14 temps d’équilibre, allant de 30 minutes (0,5 h) à 4 semaines (372 h).

Les quantités de Cd sorbées par les sols seuls, les matériaux biologiques seuls et les sols

amendés avec les matériaux biologiques en fonction du temps de contact ont été

déterminées et présentées dans les figures 1; 2 et 3, respectivement. La sorption du Cd par

les sols et les amendements a augmenté progressivement avec l’augmentation du temps

de réaction. Exprimé sous forme de pourcentage de Cd ajouté (3000 mg Cd/kg), le Cd

sorbé par le sol sableux (S) passait de 29,0% après 30 minutes de contact à 41,0% après 4

semaines. Chez le sol limono-argileux, ce pourcentage augmentait de 30,5% à 50,5%.

Ces résultats indiquent que le sol limono-argileux sorbait plus de Cd que le sol sableux

avec la prolongation du temps de réaction.

Les données de la figure 1 illustrent la capacité de sorption de Cd des amendements seuls.

La courte durée de 30 minutes a été suffisante pour retenir 70,5, 46,0, 81,0 et 34,5% de

Cd ajouté au niveau de 3000 mg Cd/kg des amendements CBS, CBP, CTC et FCO,

respectivement. Il est à noter que seulement 0,5 g de chaque type de compost a été utilisé

dans l’essai de sorption. Les quantités de Cd sorbées après 4 semaines de réaction

demeuraient encore élevées (Fig. 1 et Tableau 3A). Exprimé sous forme de pourcentage

de Cd ajouté, le Cd sorbé après 4 semaines de réaction était respectivement 96,2 % pour

CBS, 81,0 % pour CBP, 95,9% pour CTC et 68,0% pour FCO.

29

800

1600

2400

3200

4000

4800

5600

0 50 100 150 200 250 300 350

Temps de contact (heure)

Cd

sorb

é (m

g C

d/kg

)

CBSCBPCTCFCOLAS

Figure 1. Sorption du cadmium par les sols et les matériaux biologiques en fonction du temps de contact.

30

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

2200

0 50 100 150 200 250 300 350

Temps de contact (heure)

Cd

sorb

é (m

g C

d/kg

)

S+CBSS+CBPS+CTCS+FCOS

Figure 2. Sorption du cadmium par les échantillons de sols sableux amendés avec les matériaux biologiques en fonction du

temps de contact.

31

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

2200

2400

2600

0 100 200 300

Temps de contact (heure)

Cd

sorb

é (m

g C

d/kg

)

LA+CBSLA+CBPLA+CTCLA+FCOLA

Figure 3. Sorption du cadmium par les échantillons de sols limono-argileux amendés avec les matériaux biologiques en fonction

du temps de contact.

32

Dans cet essai, l’augmentation de la capacité de sorption du CBP et du FCO après une

longue durée du temps de contact a attiré notre l’attention.

Au cours de la manipulation, une partie des particules de CBP et de FCO a flotté quand la

solution de Cd a été ajoutée. Contrairement aux temps de contact plus longs, les courtes

durées de réaction (30 min, 1 h, 2 h,…), même avec agitation de façon intermittente,

n’étaient pas suffisantes pour assurer une meilleure imprégnation de ces matériaux, en

particulier le CBP. C’est la raison pour laquelle le taux de métal sorbé a été faible avec les

temps de contact courts. Le rapport solide/solution plus élevé, le temps de contact plus long

et l’agitation sont des facteurs importants à considérer pour avoir un meilleur contact entre

le métal et les sites de sorption de ces matériaux.

La sorption du Cd par les sols traités avec les amendements est aussi influencée par le

temps de contact (Figs 2 et 3; Tableaux 1A et 3A). Avec l’augmentation de la durée de

réaction de 0,5 h à 4 semaines, le pourcentage de Cd sorbé par les échantillons de sols

sableux amendés a augmenté comme suit : de 44,0 à 70,0% pour S+CBS, de 36,0 à 52,0%

pour S+CBP, de 38,0 à 71,0% pour S+CTC et de 37,0 à 64,5% pour S+FCO. Dans le cas

des échantillons de sols limono-argileux amendés, le pourcentage de Cd sorbé a augmenté

comme suit: de 45,0 à 78,5% (LA+CBS), de 38,5 à 59,0% (LA+CBP), de 42,0 à 82,0%

(LA+CTC) et de 38,0 à 75,0% (LA+FCO). De façon générale, l’impact du facteur ‘temps

de réaction’ était plus prononcé chez les échantillons de sols limono-argileux amendés (Fig.

3) que chez les échantillons de sols sableux amendés (Fig. 2).

Les allures des courbes de sorption du Cd par les échantillons de sols seuls ou amendés et

les amendements seuls (Figs 1, 2 et 3) ressemblent à celles obtenues par de nombreux

chercheurs (Gray et al., 1998; He et al., 2005; Bogatu et al., 2006). L’augmentation de la

sorption du Cd en fonction du temps était caractérisée par deux périodes : une période

rapide suivie d’une période lente. Pendant la première période, la quantité de Cd retenue

augmentait rapidement avec l’augmentation du temps de contact. Cependant, la période

lente, la sorption du Cd n’augmentait presque pas, surtout dans les sols sableux amendés, le

CBP et le FCO.

33

Pour décrire la relation entre la quantité sorbée et le temps de réaction, plusieurs équations

mathématiques ont été examinées. Les données du tableau 2 montrent que les données de

sorption du Cd au niveau de 3000 mg Cd/kg, en fonction du temps de réaction, sont bien

décrites par un modèle logarithmique. En effet, les valeurs des coefficients de

détermination (R2) variaient de 0,94 à 0,97 pour les échantillons de sols sableux, de 0,96 à

0,99 pour les échantillons de sols limono-argileux et de 0,91 à 0,99 pour les composts et la

FCO. Le modèle logarithmique s’écrit comme suit : S = a ln(t) + b, où S représente la

quantité de Cd retenue par le sorbant (en mg Cd/kg) à un temps t (h), ln est le logarithme

naturel et a et b sont les constantes de l’équation linéaire (Tableau 2).

Toutefois, les données de sorption de Cd en fonction du temps peuvent être décrites par

deux équations, chacune correspondant à une période de réaction particulière comme suit :

i) équation linéaire : S = at1 + b pour la première période de réaction (t1 = 30 min à 6 h) et

ii) équation logarithmique : S = a ln(t2) + b pour la deuxième période de réaction (t2 = 12 h

à 4 semaines) (Tableau 3).

34

Tableau 2. Modèles mathématiques décrivant la sorption du Cd en fonction du temps à la température de la pièce.

S (mg Cd/kg)

Sorbants

Modèle quadratique

Coefficient de détermination

(R2) Modèle logarithmique

Coefficient de détermination

(R2)

S+CBS S = -4,261 t + 123,38 t1/2 + 1265,1 0,97 S = 135,21 ln(t) + 1348,4 0,97 S+CBP S = -2,406 t + 68,09 t1/2 + 1116,6 0,92 S = 74,12 ln(t) + 1159,7 0,97 S+CTC S = -4,451 t + 126,39 t1/2+ 1293,0 0,88 S = 140,14 ln(t) + 1367,6 0,95 S+FCO S = -4,956 t + 141,37 t1/2 + 998,1 0,95 S = 150,44 ln(t) + 1099,7 0,94

S S = -1,950 t + 54,02 t1/2 + 884,6 0,91 S = 56,73 ln(t) + 921,14 0,96

LA+CBS S = -3,292 t + 117,20 t1/2 + 1289,0 0,99 S = 164,69 ln(t) + 1330,3 0,98 LA+CBP S = -2,361 t + 70,65 t1/2 + 1244,3 0,89 S = 84,434 ln(t) + 1279,5 0,97 LA+CTC S = -4,412 t + 139,99 t1/2 + 1367,4 0,94 S = 177,55 ln(t) + 1430,7 0,99 LA+FCO S = -5,487 t + 164,18 t1/2 + 1050,2 0,95 S = 189,60 ln(t) + 1149,6 0,96

LA S = -2,827 t + 81,31 t1/2 + 959,9 0,90 S = 91,28 ln(t) + 1007,7 0,96

CBS S = -6,106 t + 188,1 t1/2 + 4325,5 0,94 S = 230,56 ln(t) + 4418,0 0,99 CBP S = -9,138 t + 292,3 t1/2 + 2520,0 0,98 S = 363,16 ln(t) + 2677,4 0,96 CTC S = -1,380 t + 75,3 t1/2 + 4828,4 0,99 S = 140,38 ln(t)+ 4820,0 0,91 FCO S = -8,852 t + 264,0 t1/2 + 2138,4 0,86 S = 312,57 ln(t)+ 2276,0 0,92

t (heure)

35

Tableau 3. Modèles décrivant la sorption du Cd en fonction des deux périodes de réaction à la température de la pièce.

S (mg Cd/kg)

Première période : t1 (30 min – 6 h) Deuxième période : t2 (12h – 4 semaines)

Sorbants Modèle linéaire Coefficient

de détermination R2

Modèle logarithmique Coefficient

de détermination R2

S+CBS S = 56,346 t1 + 1275,5 0,96 S = 112,68 ln(t2) + 1460,6 0,95 S+CBP S = 46,020 t1 + 1077,9 0,98 S = 53,62 ln(t2) + 1252,2 0,98 S+CTC S = 97,224 t1 + 1188,5 0,92 S = 102,27 ln(t2) + 1531,9 0,99 S+FCO S = 47,635 t1 + 1051,6 0,83 S = 110,98 ln(t2) + 1300,9 0,88

S S = 34,419 t1 + 858,6 0,98 S = 36,33 ln(t2) + 1015,1 0,95

LA+CBS S = 42,365 t1 + 1333,4 0,99 S = 187,03 ln(t2) + 1237,7 0,99 LA+CBP S = 51,459 t1 + 1191,9 0,90 S = 66,764 ln(t2) + 1357,5 0,98 LA+CTC S = 92,210 t1 + 1306,8 0,90 S = 183,10 ln(t2) + 1396,3 0,98 LA+FCO S = 57,450 t1 + 1096,4 0,93 S = 137,61 ln(t2) + 1413,5 0,97

LA S = 60,297 t1 + 899,1 0,96 S = 70,39 ln(t2) + 1099,4 0,98

CBS S = 110,480 t1 + 4259,2 0,96 S = 190,27 ln(t2) + 4607,9 0,99 CBP S = 85,666 t1 + 2676,9 0,93 S = 352,49 ln(t2) + 2767,0 0,98 CTC S = 29,065 t1 + 4865,0 0,95 S = 216,18 ln(t2) + 4471,7 0,97 FCO S = 184,160 t1+ 1937,2 0,90 S = 199,63 ln(t2) + 2806,7 0,91

t (heure)

36

4.1.2 Sorption du cadmium en fonction de la température

Afin d’acquérir une meilleure compréhension sur la nature du processus de sorption, un

essai sur la sorption du Cd au niveau de 3000 mg Cd/kg en fonction de la température a été

réalisé. Le temps de réaction était 1 semaine. En 1976, Levi-Minzi a trouvé que la sorption

de Cd dans la matière organique était également influencée par la température.

Les quantités de Cd sorbées par les sols, les amendements et les sols amendés en fonction

de la température sont présentées dans les figures 4, 5 et 6, et dans le tableau 4A.

À n’importe quelle température, le sol limono-argileux a fixé plus de Cd que le sol sableux

(Figs 5 et 6). La quantité moyenne de Cd fixée était 1630 mg Cd/kg et 1166 mg Cd/kg chez

les sols limono-argileux et les sols sableux, respectivement. Parmi les quatre amendements,

c’est la FCO qui sorbe le moins de Cd (3667 mg Cd/kg en moyenne). Pourtant, cette

quantité est relativement élevée en comparant avec la quantité de Cd sorbée par les sols

(sableux et limono-argileux) seuls.

37

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

S LA CBS CBP CTC FCO

Cd

sorb

é (m

g C

d/kg

)

5°C22°C35°C45°C

Figure 4. Sorption du cadmium ajouté par les échantillons de sols et de matériaux biologiques en fonction de la température.

38

0

500

1000

1500

2000

2500

S+CBS S+CBP S+CTC S+FCO S

Cd

sorb

é (m

g C

d/kg

)

5°C22°C35°C45°C

Figure 5. Sorption du cadmium par les échantillons de sols sableux amendés avec les matériaux biologiques en fonction de la

température.

39

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

LA+CBS LA+CBP LA+CTC LA+FCO LA

Cd

sorb

é (m

g C

d/kg

)

5°C22°C35°C45°C

Figure 6. Sorption du cadmium par les échantillons de sols limono-argileux amendés avec les matériaux biologiques en fonction

de la température.

40

La sorption du Cd dans tous les échantillons était favorisée par l’augmentation de la

température. Avec le rehaussement de la température de 5 à 450C, le taux de Cd sorbé a

augmenté de 32,5 à 41,7% dans le sol sableux non amendé et de 48,0 à 63,0% dans le sol

limono-argileux. Parmi les amendements, les taux de Cd sorbé ont passé de 90,6 à 98,5%

pour CBS, de 69,5 à 83,0% pour CBP, de 94,2 à 96,6% pour CTC et de 48,5 à 72,0% pour

FCO, respectivement. Bien que le taux de Cd sorbé dans tous les échantillons ait

légèrement augmenté avec la hausse de la température, il existe des variations dans les taux

d’augmentation de la sorption entre les sorbants. Parmi les trois composts, la dépendance

de la sorption de Cd à la température était plus évidente chez les composts de bovins de

boucherie (CBS et CBP). Ceci suggère que l’impact de la température sur la sorption de Cd

variait en fonction de la nature du sorbant.

L’influence de la température sur la sorption a été rapportée par Levi-Minzi (1976).

L’augmentation du taux de Cd sorbé avec l’augmentation de la température suggère que la

réaction de sorption est exothermique et que la nature du processus est chimique plutôt que

physique. Cette conclusion est appuyée par la faible vitesse de la réaction (l’équilibre est

atteint après environ 72 h).

41

4.1.3 Sorption du cadmium en fonction de la quantité de cadmium ajoutée

Les figures 7, 8 et 9 montrent les courbes de sorption du Cd par les sols, les amendements

et les sols amendés.

Dans tous les échantillons, la quantité sorbée de Cd augmentait avec l’accroissement de sa

concentration dans la solution d’équilibre (i.e. avec l’augmentation de Cd ajouté).

Autrement dit, le pourcentage de métal enlevé par les mélanges correspond à ses différentes

concentrations initiales dans le sol. Des résultats similaires ont été rapportés par He et al