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Concentration dans les eaux naturelles

Les colloïdes sont présents dans les eaux naturelles (eaux douces, eaux souterraines, eaux marines et eaux interstitielles) à des concent rations supérieures à 106 particules par dans les eaux naturelles : état de l’art millilitre (Stumm et Morgan, 1996). Buffle et Leppard (1995a) ont montré que les colloïdes de petite taille sont bien plus abondants que ceux de grande taille. Les auteurs ont indiqué notamment que la concentration des colloïdes d’une taille proche de 10 nm étaient 10 fois supérieure à celle des colloïdes proches de 1 µm. D oucet et al. (2004) ont montré également que, dans les eaux du lac de Vale (Birmingham, UK), les colloïdes de taille inférieure à 50 nm représentaient l’essentiel de la fraction colloïdale. Koike et al. (1990) ont mis en évidence que, dans les eaux de la couche euphotique du Pacifique Nord, les particules de taille inférieure à 1 µm étaient particulièrement abondantes (106-107 particules par millilitre). Les auteurs ont indiqué également qu’il s’agissait de particules non vivantes et très riches en matière organique. Ces résultats ont permis de montrer que la fraction colloïdale constitue une part importante de la matière organique dissoute en milieu océanique. Wells et Goldberg (1991, 1992, 1994) ont constaté que les particules colloïdales de taille comprise entre 5 et 120 nm dans les eaux marines du bassin de Santa Monica (Californie, USA) sont de loin les plus abondantes, avec une concentration maximale de 109 particules par millilitre. En effet, leur concentration est au moins 1000 fois plus importante que celle des colloïdes de taille supérieure.

Rapport surface/volume

Une particularité propre aux colloïdes est le rapport surface/volume. Wells et Goldberg (1992) ont estimé que les colloïdes de taille inférieure à 120 nm ont une surface d’au moins 8 m 2 par m3 (géométrie sphérique supposée). Wells et Goldberg(1994) ont montré que les colloïdes compris entre 5 et 200 nm possédaient une surface totale supérieure à 18 m2 par m3 d’eau de mer. Du fait de leur petite taille, les particules colloïdales ont des surfaces spécifiques (rapport surface / masse) importantes (>10 m2 g-1) et peuvent donc représenter des phases adsorbantes ou absorbantes pour les élémentschimiques en général et pour les éléments métalliques en particulier (Citeau, 2004).

Stabilité des colloïdes

Deux mécanismes majeurs interviennent dans la stabilisation des colloïdes : la stabilisation de charges et la stabilisation stérique.
La plupart des colloïdes sont chargés négativement. En vertu du principe d’électroneutralité, à proximité d’une charge négative se place une charge positive et inversement. Ce phénomène s’appelle la double couche électrique.
La stabilité des colloïdes peut être expliquée parles interactions électrostatiques. Selon la théorie DLVO (Derjaguin, Landau, Verwey et Overbeek), la stabilité des colloïdes est donnée par la résultante de l’énergie potentielleotale (VT) d’opposition de deux forces :
– la force attractive de Van der Waals (VA) qui induit l’instabilité et par conséquent l’agrégation des colloïdes,
– la force de répulsion électrostatique (V) des particules chargées agissant pour maintenir la stabilité et donc conduisant à la dispersion des particules.
Lorsque les forces de répulsion électrostatique l’emportent, la résultante V augmente et, par conséquent, le système colloïdal est stable. A l’inverse, quand les forces attractives prédominent, la résultante V diminue et la suspension colloïdale devient instable engendrant l’agrégation (coagulation, floculation). La figure I-3 présente la variation de l’énergie potentielle en fonction de la distance entre deux particules (r). La théorie DLVO représente donc les changements d’énergie quand deux particules s’approchent.
La force attractive augmente rapidement avec la diminution de la distance inter-particules tandis que la force de répulsion augmente plus lentement. Quand la distance inter-particules est très faible, les forces de Van Der Waals prédominent. Ceci conduit à une attraction entre les particules, c’est le premier minimum qui correspond à la coagulation (interactions fortes – agrégation irréversible).
La floculation correspond au second minimum où les forces attractives sont plus faibles (agrégation réversible). Ces deux phénomènes facilitent l’élimination des colloïdes par sédimentation (Parker, 1999). A distance intermédiaire, les forces répulsives prédominent et une barrière à l’agrégation se met en place.
La barrière d’énergie est également influencée parla force ionique du milieu. A force ionique élevée (>10 mol L ), l’apparition d’un minimum secondaire est observé; ceci se traduit par un phénomène d’attraction réversible. aL barrière d’énergie ne disparaît pas totalement ce qui prévient de tout phénomène de coagulation irréversible. A force ionique faible (<10-5 mol L-1), la barrière d’énergie augmente et la stabilité ud système colloïdal apparaît. Pour des forces ioniques de 10-5 à 10 -2 mol L-1, cet état de stabilité est atteint (Kammer, 2004). A extrêmement faible ou forte forceionique, la barrière d’énergie devient très faible voir nulle et le phénomène de coagulation devient irréversible. Lorsque (r) devient trop petit, l’interaction tend vers l’infini et la coagulation devient irréversible quelque soit la force ionique du milieu.
A titre d’exemple, O’melia (1989) a montré que dansles eaux douces, avec une force ionique qui varie entre 10-4 et 10-2 mol L-1, l’épaisseur de la couche de diffusion peut varier de 3 à 30 nm. Dans les lacs salés et l’océan, le forceionique peut aller jusqu’à 1 mol L -1. Ceci entraîne une diminution sensible de l’épaisseur de la couche de diffusion à 0,3 nm. Ce résultat montre clairement que le milieu chimique joue un rô le indirect très important dans la stabilité des colloïdes en modifiant l’épaisseur de la couche de diffusion.
Un autre mécanisme important intervient dans la stabilité des colloïdes : la stabilisation stérique. Ce type de stabilisation résulte de l’adsorption de polymères à dans les eaux naturelles : état de l’art l’interface colloïde – eau. Si la quantité de polymère adsorbé est importante, l’épaisseur de la couche sera suffisante pour garder les particules séparées par répulsion stérique. Les forces attractives de Van der Waals seront alors trop faibles pour faire adhérer les particules et déstabiliser le système colloïdal.

Classification des colloïdes

Les colloïdes sont omniprésents dans l’environnement. Ils peuvent avoir une origine naturelle mais aussi une origine anthropique. Leur diversité est très grande compte tenu de la définition proposée, de leur origine et de leur nature bio-physico-chimique. On peut notamment citer : les protéines, les nanoparticules métalliques, les polymères synthétiques lipophiles ou hydrophiles ou encore les nanotubes de carbone (NTC).
Les colloïdes rencontrés dans les eaux naturelles se répartissent en deux groupes principaux : les colloïdes inorganiques et les colloïdes organiques (Figure I-4).
Dans les eaux oxiques, les colloïdes inorganiques sont constitués essentiellement d’argiles (aluminosilicates), d’oxyhydroxydes métalliques et de carbonates métalliques. Le carbonate de calcium fait partie des colloïdes de grande taille. Les aluminosilicates sont les colloïdes les plus abondants et ceci à cause de l’érosion des roches (Filella, 2007). D’autres colloïdes inorganiques ont été mis en évidence maisen quantités bien plus faibles. Il s’agit en particulier des oxydes d’aluminium et de manganèse ainsi que des sulfures de fer. Ce dernier type de colloïde est présent seulement dans les eaux anoxiques. Il est à noter que la plupart des colloïdes inorganiques sont recouverts d’une co uche de matière organique. Dans les eaux douces, cette couche est principalement composée desubstances fulviques d’origine terrigène. Dans l’eau de mer, elle est composée de matière organique réfractaire issue de la recombinaison des acides aminés et des sucres rejetés par le phytoplancton. L’existence de ce dépôt organique modifie les propriétés des colloïdes inorganiques (Buffle et al., 1998). Par exemple, pour un pH neutre ou proche de la neutralité, les oxyhydroxydes de fer sont neutres ou chargés positivement. Avec ce dépôt organique, lsi deviennent chargés négativement; il en va de même pour la plupart des colloïdes inorganiques.
Les colloïdes organiques regroupent notamment les carbohydrates, les protéines, les lipides, les agrégats humiques, les acides fulviques et humiques. Dans les eaux estuariennes, il existe deux sources potentielles pour ce type de colloïdes. La source biotique est liée à l’excrétion et/ou à la dégradation « in-situ » des composés qui proviennent des organismes aquatiques : du phytoplancton et des bactéries en particulier. La source pédogénique est due à l’apport de composés qui trouvent leur origine dans les plantes terrestres. Sigleo et al. (1982) ont effectué la caractérisation chimique des colloïdes organiques de taille comprise entre 1,2 nm et 0,4 µm en milieu estuarien. Leurs travaux , basés sur des analyses par couplage pyrolyse GC-MS, ont montré que dans l’estuaire de Patuxent, la source majoritaire de la matière organique colloïdale est produite « in-situ » par les microorganismes. En effet, les polymères de faible poids moléculaire rencontrés dans les colloïdes organiques semblent provenir du plancton. Par ailleurs, l’absence de produit caractéristique des grandes plantes indique que les apports organiques d’origine terrestre ont été métabolisés avant d’arriver à l’estuaire. De par ces caractéristiques propres, la matière organique colloïdale est capable :
(i) de complexer ou d’adsorber d’autres espèces chimiques du milieu, (ii) de servir comme agent réducteur dans des réactions chimiques et (ii) d’accélérer ou de retarder des réactions photochimiques ayant lieu dans le milieu. Ces différentes propriétés sont impliquées dans divers processus qui ont lieu dans le milieu aquatique. Ceci conditionne le devenir des dans les eaux naturelles : état de l’art
composés chimiques dans l’environnement et des métaux en particulier (Sigleo et Means, 1990).
En milieu estuarien, la nature inorganique ou organique des colloïdes est susceptible d’être modifiée en fonction de la période de l’année et aussi le long du gradient salé. En effet, des différences très importantes dans la composition colloïdale ont été mises en évidence en milieu estuarien. A titre d’exemple, dans l’estuair e du Patuxent, les colloïdes prélevés en hiver sont caractérisés par des teneurs importantesen argiles minérales et en oxydes de fer. Ceci peut être le résultat d’une érosion importantedes sols (lessivage) à cette période de l’année. En été, par contre, le carbone et l’azoteorganique deviennent majoritaires et ceci pour l’ensemble de l’estuaire. Ce résultat est la conséquence d’une production primaire élevée à cette période de l’année (Sigleo et Helz, 1981; Sigleo et al., 1982; Sigleo et Means, 1990).

Interactions avec les éléments traces métalliques

Au travers des interactions covalentes, électrostatiques ou hydrophobiques, une grande proportion (~ 40 à 90%) des composés traces peuvent être adsorbés sur les colloïdes, aussi bien dans les eaux douces que dans les eaux marines (Buffle et al., 1998). Les colloïdes sont donc susceptibles de jouer un rôle important dans l a distribution des métaux. Due à leur rapport surface/taille élevé, les colloïdes sont des « éliminateurs » actifs pour les éléments traces dissous. En outre, de par leur petite taille ils ne se déposent pas et restent en suspension. Par conséquent, ces deux facteurs font des colloïdes des contrôleurs potentiels pour la spéciation et le transport des métaux (Singhalet al., 2006).
La taille des particules peut être importante dansla détermination de la spéciation des métaux pour plusieurs raisons. La disponibilité desparticules, pour capter les espèces dissoutes, est en partie dépendante de sa surface spécifique. Pour une morphologie donnée, l’aire en surface augmente quand la taille décroît résultant d’une grande densité de charge de sites liant par unité de masse. La nature et la quantité de sites susceptibles de complexer les éléments métalliques dans chaque phase (dissoute,olloïdale,c particulaire) et l’intensité avec lesquels les éléments traces interagissent avec chaque type de site vont conditionner la préférence des éléments métalliques par l’une ouautrel’ des phases.
Les éléments métalliques peuvent être liés d’uneçonfa générale à des colloïdes inorganiques et à des colloïdes organiques.
En ce qui concerne les liaisons avec les colloïdes inorganiques, la variation du pH du milieu constitue un paramètre important. Elle va conditionner, en modifiant la charge de surface des colloïdes et la spéciation de l’ion métallique, la compétition entre le proton et l’ion métallique considéré. Par exemple, les oxydesde fer peuvent présenter une charge négative ou positive suivant le pH. Un autre paramètre susceptible d’influencer la charge du colloïde est la couche de matière organique qui les recouvre.
Pour ce qui est des liaisons avec les colloïdes organiques, le pH et la nature hétérogène des substances humiques constituent lesparamètres essentiels affectant les interactions entre les éléments traces métalliqueset ce type de colloïde. La charge n’intervient ici qu’en second lieu. Les substances humiques sont, entre autres, responsables des effets de répulsions de charge et donc induisent la stabilisation. Des interactions sont aussi possibles avec la matière vivante « colloïdale » : les bactéries et les virus en particulier. Ces espèces peuvent apporter une contribution importante aux liaisons entre les éléments traces métalliques et les colloïdes en raison de : a) leur ubiquité, b) leur haute réactivité et c) leur grande concentration dans le milieu. Dans le cas particulier des bactéries, les liaisons sont fonction du pH, de la force ionique, et du rapport élément métallique – solide.
Le schéma ci-après (Figure I-5) résume les processu contrôlant les interactions colloïdes – éléments traces métalliques dans les eaux estuariennes et côtières.
D’après Wells et Goldberg (1994) et Buffle et Leppard (1995a), les colloïdes sont générés selon différents processus. On peut citerl’érosion: mécanique et chimique des sols, la resuspension des sédiments, les débris biologiques, la production chimique ou biochimique comme les activités microbiennes ou encore la destruction photochimique des macroparticules organiques détritiques. Un processu intervenant également dans la génération des colloïdes est l’agglomération des émentsl présents dans la phase réellement dissoute.
L’élimination des colloïdes est engendrée par divers processus tels que l’agrégation (coagulation, floculation), la dissolution des solides inorganiques, l’hydrolyse des polymères organiques, l’absorption par les microorganismes, l’oxydation photochimique, la dégradation biologique, … Comme pour la génération des colloïde s, l’élimination des colloïdes intervient aussi par une progressive agrégation des colloïdessur les macroparticules (>1 µm). Ce dernier processus est probablement le premier mécanisme d’élimination de la matière colloïdale de l’eau de mer (Wells et Goldberg, 1994). L’agrégation colloïdale a été reconnue comme un facteur dominant dans l’élimination de la matière organique et les métaux dans les estuaires (Eckert et Sholkovitz, 1976).

Séparation et caractérisation des colloïdes

Les techniques de filtration habituelles (généralement 0,45 µm ou 0,22 µm) ne permettent pas de séparer ou de fractionner les coloïdes des molécules (fraction réellement dissoute). Depuis quelques années un grand intérêta été porté aux nanotechnologies et leur utilisation industrielle (Wigginton et al., 2007). Ceci nécessite l’étude du devenir de telles particules ainsi que leur impact dans l’environnement. Dans le cas des colloïdes de nombreuses méthodes physico-chimiques de séparationont été développées. Il s’agit des techniques de fractionnement « physique » comme la dialyse, la centrifugation, l’ultrafiltration frontale, l’ultrafiltration tange ntielle, le fractionnement par couplage de force (FFF) ou encore les filtrations sur gel.

Techniques de fractionnement des colloïdes

La dialyse

La dialyse permet de séparer des molécules entre 0,5 et 10 nm par diffusion. Les inconvénients majeurs liés à cette technique sont : a) les risques de contamination, b) l’adsorption possible des métaux sur la membrane de dialyse, c) la dissociation probable des complexes métalliques (Florence, 1982) et d) un temps de manipulation très long (De Mora et Harrison, 1983). Le principal avantage est la limitation de la coagulation (Buffle et Van Leeuwen, 1992). A titre d’exemple, la dialyse a étéutilisée pour la détermination de la capacité complexante des acides fulviques et humiques vis-à-vis des métaux traces en utilisant des membranes imperméables à ces composés (Truitt et Weber, 1981; Rainville et Weber, 1982; Weber, 1988).

La centrifugation

La centrifugation est une technique de fractionnement basée sur les caractéristiques physiques c’est-à-dire sur la taille et la densité des particules. Contrairement à la filtration, c’est une technique qui ne souffre pas des effets de membrane (encrassement, coagulation de surface) lesquels sont sujets à la production d’art éfacts. Un avantage important de la centrifugation est que les tubes utilisés sont plusfacilement décontaminés et stérilisés (Buffle et Leppard, 1995a; Lead et al., 1997). En revanche, elle augmente la possibilité d’agrégation des colloïdes par décantation différentielle (Leadet al., 1997). La centrifugation en cascade est recommandée afin de minimiser les artéfacts decoagulation causés par dépôt différentiel (coagulation entre la sédimentation rapide des grandes particules et la sédimentation lente des petites) (Perret et al., 1994; Lead et al., 1997).

Le fractionnement par couplage de force (FFF)

Le FFF est une technique de fractionnement permettant de séparer les particules des colloïdes d’une solution hétérogène en suspension ansd le domaine de taille 1 nm-100 µm. Le FFF fait partie de la famille des chromatographies liquides comme l’élution. La force appliquée peut être un champ gravitationnel, électrique, magnétique, un gradient thermique ou un flux transversal du fluide (Buffle et Leppard, 1995a,b; Lead et al., 1997; Parker, 1999). Les principaux avantages de cette technique sont les suivantes : (i) un large domaine de séparation de taille des colloïdes accessible (1 nm à 100 µm), (ii) une séparation basée sur le coefficient de diffusion des colloïdes lequel est un paramètre clé gouvernant leur comportement dans les systèmes naturels, (iii) les techniques FFF basées sur des théories bien établies fournissent une distribution de taille complète des colloïdes avec une possibilité pour les analyses chimiques des fractions et (iv) les faibles interactions entre l’échantillon et la phase stationnaire qui peuvent conduire, dans le cas contraire, à une rétention et à une calibration de taille anormale. Cependant, comme toute méthode, l’utilisation de la FFF a également des inconvénients dont les plus importants sont : (i) une limitation à des échantillons contenant uniquement des colloïdes de petites masses (Beckett et Hart, 1993), (ii) une dilution de l’échantillon introduit par un facteur 100 voir 200, (iii) une calibration délicate liée à des problèmes de comparaison entre les standards utilisés (Polystyrène Sulfonate de sodium (PSS),…) et les colloïdes naturels.

Les techniques chromatographiques

Parmi les différentes filtrations sur gel existantes, la GFC (Gel Filtration Chromatography) peut être citée. C’est une méthodechromatographique permettant d’obtenir un spectre de taille complet. Le principal avantage pour les études de spéciation est la capacité à obtenir un spectre de taille continu plutôt que d es domaines discrets de taille. Cela permet d’obtenir une meilleure séparation des espèces organométalliques et une plus juste estimation de leur poids moléculaire. L’utilisation de la GFC est cependant limitée aux eaux naturelles ayant des concentrations métalliques relativement levées due à des facteurs de dilution et à de blancs élevés.

L’ultrafiltration

L’ultrafiltration (UF) est une technique mettant en jeu un gradient de pression. Elle peut être conduite selon deux modes d’écoulement l’UF: frontale ou l’UF tangentielle (CFF). Pour ce faire, on utilise des membranes ayant des pores variant de 1 à 15 nm. Par conséquent, cette méthode nécessite une étape de pré-filtrationavec des membranes de 0,2 à 0,5 µm. La CFF permet de filtrer de grands volumes (10 à 10000 L) tandis que l’UF frontale est utilisée pour de petits volumes. L’ultrafiltration frontale présente un flux perpendiculaire à la membrane, lequel est poussé par une pression permetant à la solution de passer à travers la membrane. A la différence de la filtration frontale, la CFF utilise un flux tangentiel parallèle à la surface de la membrane ainsi qu’une pression hydrostatique (Buesseler et al., 1996). L’inconvénient majeur de ces deux techniques résidedans le possible encrassement des membranes par les colloïdes de grande taille. En effet, les colloïdes qui ont une taille trop importante par rapport à la membrane, peuvent s’acc umuler (coagulation) dans la couche de diffusion, à l’interface solution-membrane. Les éléments métalliques présents en solution sont alors susceptibles de s’adsorber sur les colloïdes coagulés. Il a été montré cependant, que des conditions opératoires judicieusement choisies pouvaient minimiser l’effet d’encrassement des membranes (Guéguen et al., 2002). La procédure la plus simple consiste à réduire l’épaisseur de la couche de diffusion en appliquant une agitation douce juste au-dessus de la membrane dans le cas de la filtration frontale, ou en utilisant un plus grand débit dans le cas de la filtration tangentielle (Buffle et Leppard, 1995b).

Techniques de caractérisation des colloïdes

Les méthodes utilisées pour la caractérisation oua ldétection des colloïdes sont très nombreuses en fonction des informations que nous souhaitons obtenir. Certaines techniques interviennent pour donner des informations sur la structure des colloïdes, d’autres sur la composition chimique et/ou sur la concentration. Par exemple, nous pouvons citer la spectroscopie de masse à couplage inductif (ICP – M S) et la spectroscopie d’émission atomique à couplage inductif (ICP – AES), la spectr oscopie UV, la diffraction à rayon X, les techniques de microscopie telles que la microscopie électronique à transmission (TEM), la microscopie électronique à balayage (SEM) et la microscopie à force atomique (AFM).
La microscopie électronique, permet d’observer directement la taille et la forme des particules; elle peut fournir une information chimique si elle est couplée avec la spectroscopie à rayons X à énergie dispersive (EDS) (Filella, 200 7).
La microscopie électronique à balayage (SEM) et la microscopie électronique à transmission (TEM) permettent la détermination desstructures physiques. La SEM est limitée à la visualisation topographique de la surface tand is que la TEM permet l’observation des structures fines, des hétérogénéités internes ets deporosités en plus de la taille et des formes. L’utilisation de la TEM est, par conséquent, préférable à la SEM (Wells et Goldberg, 1994; Buffle et Leppard, 1995b).
La microscopie à force atomique (AFM) est utilisée également pour déterminer la taille et la forme des colloïdes (Stolpe et Hassellöv, 2010). La spectroscopie UV est utilisée pour estimer la concentration des colloïdes organiques. L’ICP – MS et l’ICP – AES donnent des informations sur la nature et la concentration des différents composés entrant dans la composition des colloïdes.
Les méthodes utilisant la diffusion de la lumière permettent d’accéder à la taille et à la masse molaire. Le MALLS donne spécifiquement une évaluation du rayon et de la masse molaire (Baalousha et al., 2005; Baalousha et al., 2006).

Table des matières

Introduction générale
Chapitre I : Les colloïdes et les éléments traces métalliques dans les eaux naturelles : état de l’art
I. Les colloïdes
I.1. Définition
I.2. Caractéristiques
I.2.1. Concentration dans les eaux naturelles
I.2.2. Rapport surface/volume
I.2.3. Stabilité des colloïdes
I.3. Classification des colloïdes
I.4. Interactions avec les éléments traces métalliques
II. Séparation et caractérisation des colloïdes
II.1. Techniques de fractionnement des colloïdes
II.1.1. La dialyse
II.1.2. La centrifugation
II.1.3. Le fractionnement par couplage de force (FFF)
II.1.4. Les techniques chromatographiques
II.1.5. L’ultrafiltration
II.2. Techniques de caractérisation des colloides
III. Contribution des méthodes de séparation physiques et chimiques à l’étude des éléments métalliques en milieu estuarien
III.1. Le partage dissous – particulaire
III.1.1. Teneurs
III.1.2. Comportements des éléments métalliques en milieu estuarien
III.2. La spéciation chimique
III.3. Les méthodes électrochimiques
III.3.1. Spéciation redox : exemple de l’arsenic
III.3.2. Etude des complexes labiles : exemple du cadmium
III.3.3. Etudes des propriétés métal – ligands organiques
III.4. Spéciation colloïdale des éléments métalliques ; application en milieu estuarien
IV. Conclusion
Chapitre II : Matériel et méthodes
I. Cadre de l’étude : l’estuaire de la Penzé
II. Prélèvements et techniques de mesure des différents paramètres physico-chimiques et biologiques
II.1. Paramètres hydrologiques
II.1.1. Salinité, température, pH
II.1.2. Matière en suspension
II.2. Éléments nutritifs
II.2.1. Nitrate
II.2.2. Phosphate
II.3. Paramètres biologiques
II.3.1. Chlorophylle a et phaeopigments
II.3.2. Matière organique (MO)
II.3.2.1. Matière organique particulaire (MOP) : azote et carbone (NOP, COP)
II.3.2.2. Matière organique dissoute (MOD)
II.3.2.2.1. Carbone organique dissous (COD)
II.3.2.2.2. Substances Humiques (SH)
III. Détermination des teneurs en métaux
III.1. Précautions
III.2. Métaux dissous (Cu, Pb, Cd)
III.2.1. Equipement
III.2.2. Préparation de l’électrode à film de mercure
III.2.3. Principe de la chronopotentiométrie par redissolution (SCP)
III.2.4. Conditions d’analyse du Cu, Pb et Cd
III.2.5. Exemples de dosage du cuivre, du plomb et du cadmium
III.3. Analyse du fer dissous
III.4. Métaux particulaires (Cu, Pb, Cd, Fe)
III.4.1. Protocole de minéralisation
III.4.2. Analyse par spectroscopie d’absorption atomique
III.4.3. Validation de la méthode
IV. Mise au point des techniques et des protocoles utilisés pour le fractionnement des colloïdes
IV.1. Pré-filtration
IV.2. Ultrafiltration
IV.2.1. Principe
IV.2.2. Protocole
IV.2.3. Traitement des membranes et de la cellule d’ultrafiltration
IV.3. Validation de la technique d’ultrafiltration
IV.3.1. Reproductibilité
IV.3.2. Recouvrement
Chapitre III : Variations saisonnières des caractéristiques physico-chimiques de l’estuaire de la Penzé
I. Introduction
II. Pluviométrie et débit fluvial
III. Température de l’eau
IV. pH
V. Eléments nutritifs
V.1. Nitrate
V.2. Phosphate
V.3. Comparaison avec les teneurs d’autres études
VI. Chlorophylle a et phaeopigments
VII. Matière en suspension (MES)
VIII. Matière organique
VIII.1. Matière organique particulaire (MOP)
VIII.2. Matière organique dissoute (MOD)
VIII.2.1. Substances humiques (SH)
VIII.2.2. Carbone Organique Dissous (COD)
IX. Fer
X. Conclusion

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