NOVATECH 2010

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Vulnérabilité des eaux souterraines vis-à-vis des polluants contenus dans les eaux pluviales urbaines dans les pays en développement Etude de l’adsorption des métaux lourds sur un sol représentatif de Port-au-Prince, Haïti

Groundwater vulnerability towards pollutants from urban stormwater in developing countries Study of heavy metals adsorption on a representative soil of Port-au-Prince, Haiti Urbain FIFI12, Thierry WINIARSKI2, Evens EMMANUEL1

1 Université de Lyon Laboratoire des Sciences de l’Environnement de l’Ecole

Nationale des Travaux Publics de l’Etat, Rue Maurice Audin, 69518 Vaulx-en-Velin CEDEX, France (fiur2000@yahoo.fr).

2 Laboratoire de Qualité de l’Eau et de l’Environnement, Université Quisqueya Angle Rue charéron & Bd Harry Truman, B.P. 796, Port-au-Prince, Haïti.

ABSTRACT

Today, groundwater is seriously vulnerable to pollutants from urban stormwater such as heavy metals (Pb, Cu, Cd, Zn, etc.).Urban stormwater infiltration is considered as one of the main factors contributing to soil and groundwater deterioration. In this paper, we have studied the physicochemical behavior of some heavy metals (Pb, Cu and Cd) on a representative soil of the geological formations of Port-au-Prince (Haiti). Previous researches in this city have showed an impact of water quality due to the contribution of urban contaminants. Different kinetics (pseudo-first and second orders) and adsorption isotherms (Langmuir and Freundlich) models are used to evaluate the capacity of the soil to sorb these metals. A good fit of experimental data was found with pseudo-second order kinetic model which indicates the applicability of this model for these heavy metals adsorption on the studied soil. On the basis on the qmax value, the order selectivity for the soil has been found Pb2+>Cu2+>Cd2+. The results have shown that Cd may pose more threat than Pb and Cu to soil and groundwater of Port-au-Prince.

RESUME

Aujourd’hui, les eaux souterraines sont sérieusement vulnérables aux polluants issus des eaux pluviales urbaines tels que les métaux lourds (Pb, Cd, Cu, Zn, etc.). L’infiltration des eaux pluviales est considérée comme l’un des principaux facteurs contribuant la dégradation des sols et des eaux souterraines. Dans cet article, nous avons étudié le comportement physico-chimique de quelques métaux lourds (Pb, Cu et Cd) sur un sol représentatif des formations géologiques de Port-au-Prince (Haïti). Des études antérieures dans cette ville ont montré un impact de la qualité des eaux due à l’apport des contaminants urbains. Différents modèles de cinétiques (pseudo-premier et second ordres) et isothermes d’adsorption (Langmuir et Freundlich) sont utilisés pour l’évaluation de la capacité du sol à adsorber ces métaux. Une bonne adéquation des données expérimentales a été trouvée avec le modèle de cinétique pseudo-second ordre qui indique que l’applicabilité du modèle pour décrire l’adsorption des métaux dans le sol étudié. En se basant sur la valeur de capacité d’adsorption maximale (qmax), l’ordre de sélectivité des métaux pour le sol a été Pb2+>Cu2+>Cd2+. Ces résultats ont montré que le Cd peut poser plus de risque que le Pb et Cu pour le sol et les eaux souterraines de Port-au-Prince.

MOTS CLES

Adsorption, pays en développement, Haïti, eaux souterraines, métaux lourds, eaux pluviales urbaines.

SESSION 2.8

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1. INTRODUCTION

En raison de l’urbanisation et de la motorisation accélérée, de l’insuffisance ou le disfonctionnement des réseaux de drainage et des sources de pollutions difficilement maitrisables, les eaux de ruissellement constitue un défi environnemental majeur dans les pays en développement. Dans la plupart des villes de ces pays, les eaux pluviales sont généralement mélangées aux eaux usées telles que les eaux domestiques, les lixiviats de décharge, les huiles usagées et les effluents hospitaliers. Ces sources ponctuelles contenant principalement des matières organiques biodégradables, de composés chimiques inorganiques et organiques, des substances toxiques et des agents pathogènes, sont fréquemment rejetées dans l’environnement (sols, mer, rivières, lacs ou étangs) sans traitement préalable. Dépourvus de moyens économiques et financiers, le recours à un système d’assainissement double est très difficile. De plus, les techniques alternatives sont pratiquement inexistantes, entre autres les bassins d’infiltration et de retenue, les puits d’infiltration, les chaussées à structure réservoir, les chaussées drainantes et les surfaces végétalisées en fossés ou en noues.

La charge polluante excessive des eaux de ruissellement a été identifiée comme une composante des sources de pollution diffuses dans les zones urbaines des pays développés et en développement (Murakami et al., 2004; Zhu et al., 2004; Keller et al., 2005; Eriksson et al., 2007; Zhang et al., 2009). Beaucoup d’études ont montré que des composés, organiques et inorganiques, peuvent être présents dans les eaux pluviales (Makepeace et al., 1995; Eriksson et al., 2007), sous les formes dissoute et colloïdale et associés aux particules. Ces études se sont particulièrement focalisées sur les polluants tels que les nutriments, les métaux lourds, les substances organiques et hydrocarbures aromatiques polycycliques (Mikkelsen et al., 1994; Marsalek et al., 1997; Sansalone and Buchberger, 1997; Krein and Schorer, 2000). Cependant, les concentrations en polluants dans les eaux pluviales sont différentes en fonction de la zone urbaine telle que les routes principales (y compris les parkings et les aéroports), les toitures, les zones résidentielles, les commerciales et industrielles, les pelouses et les zones ouvertes, peu développées. Ainsi, Asaf et al. (2004) ont mesuré des éléments traces métalliques dans 186 échantillons d’eau pluviale en Israël et la gamme de concentrations était de 0,001 – 0,079 mg/l pour le Cu, 0,003 – 0,010 mg/l pour le Pb et 0,008-0,20 mg/l pour le Zn. Des études ont été également réalisées par Bakri et al. (2008) en Australie sur des échantillons d’eau pluviale provenant de six sites. Ils ont conclu que les concentrations en Zn sont en-dessous des valeurs seuil recommandées (50 µg/l), mais celles du Cu et du Pb étaient toujours presque au-dessus des normes (10 et 25 µg/l) respectivement). Généralement, les concentrations en polluants, particulièrement les métaux lourds, dans les eaux pluviales (Train, 1979 ;Ellis, 1986; Tchobanoglous and Schroeder, 1987; Chapman, 1992; Huber, 1992; Duncan, 1995; Makepeace et al., 1995) sont environ de l’ordre de 0,10 – 1,41 mg/l pour le Cu; 0,3 - 26 mg/l pour le Pb; 0,003 -13,73 mg/l pour le Cd et 0,5 – 22 mg/l pour le Zn.

Du fait des impacts potentiels des polluants contenus dans les eaux pluviales sur l’environnement, nous avons focalisés notre étude au comportement des métaux lourds, tels que le Pb, le Cu et le Cd dans les sols durant de l’infiltration des eaux pluviales. Au cours du transfert des métaux dans le sol, de nombreux mécanismes physico-chimiques peuvent affecter leur comportement entre autres la complexation, l’échange ionique, la précipitation ou co-précipitation et l’adsorption. Cependant, le processus d’adsorption est très important dans la compréhension de leur transfert de la phase liquide mobile à la phase solide (Bradl, 2004). En outre, la solubilité et la biodisponibilité des métaux lourds sont le plus souvent contrôlées par les caractéristiques des sols (Krishnamurti et al., 1999) tels que le pH, le potentiel redox, les minéraux argileux, le matière organique les oxydes de Fe et de Mn et le carbonate de calcium (McLean and Bledsoe, 1992; Rieuwerts et al., 1998; Usman, 2008). L'adsorption des cations métalliques est non seulement dépendante du pH, mais également des oxydes de Fe et Mn et des minéraux d'hydroxyde ainsi que des substances humiques (Usman, 2008). Dans cette étude, nous avons réalisé l’adsorption de trois métaux divalents (Pb, Cu et Cd) dans un sol provenant d’une formation alluvionnaire de la plaine du Cul-de-sac (PCS) à, Port-au-Prince. Les recherches antérieures à Port-au-Prince ont montré l’impact de la qualité des eaux souterraines de la PCS probablement dû à l’apport de contaminants urbains (Fifi et al., 2009). La présence du plomb (plus de 1670 µg/l) a été mise en évidence dans les eaux usées rejetées par les manufactures de Port-au-Prince (Carré, 1997). Des concentrations en plomb (40 à 90 µg/l), en nickel (15 à 250 μg/l) et en Cr (18 à 470 μg/l) ont été également mesurées dans l’eau de boisson à Port-au-Prince (Emmanuel et al., 2007). Ces valeurs sont largement supérieures aux seuils recommandés par l’Organisation Mondiale de la Santé (OMS) pour l’eau destinée à la consommation humaine (OMS, 1996). Différents d’isothermes d’adsorption (Langmuir et Freundlich) et des modèles de cinétique (pseudo-premier ordre et pseudo-second ordre) ont été utilisés pour évaluer la capacité potentielle des métaux dans le sol vers les eaux souterraines.

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2. MATERIELS ET METHODES

2.1. Echantillonnage et caractérisation du sol

Trois échantillons de sol de masse approximative 3 kg ont été prélevés dans la formation alluvionnaire à Port-au-Prince (Figure 1) et homogénéisés pour la réalisation des essais. La fraction ≤ 2 mm a été utilisée uniquement pour les essais de laboratoire. A cette taille granulométrique, les particules sont plus réactives, et l’influence des particules de grande taille sur la réactivité peut être négligeable (Plassard et al., 2000). En outre, les sols grenus ont une plus faible tendance pour l’adsorption des métaux que les sols fins. Ces derniers contiennent des particules ayant de grandes surfaces réactives et spécifiques tels que les argiles minérales, les oxyhydroxydes de fer et de manganèse, les acides humiques, etc., et augmentent ainsi les propriétés d’adsorption du matériau (Bradl, 2004). Tous les échantillons ont été séchés à l’air libre à température 35°C, tamisé à 2 mm, homogénéisés et stockés pour la détermination des propriétés physico-chimiques du sol, telles que le pH, le carbone organique, l’argile et les carbonates (CaCO3) en utilisant les méthodes analytiques standard. Le pH du sol a été mesuré à l’aide d’un pH-mètre suivant un ratio 1:2,5 dans de l’eau distillée et du KCl à 1 M. La matière organique (MO) a été déterminée par calcination à 550°C pendant 2h. Le carbone inorganique a été mesuré par la méthode calcimétrique et les carbonates ont été calculés au moyen de la loi universelle des gaz parfaits (Usman, 2008). La capacité d’échange cationique du sol a été déterminée par la méthode de Metson. Les concentrations initiales de Pb, Cu et Cd dans les échantillons de sol ont été déterminées par spectrométrie d’absorption atomique (SAA).

Figure 1 : Points de prélèvement des échantillons de sol.

2.2. Dispositif experimental

Les études en batch ont été réalisées par la mise en contact de 5 g de sol avec 50 ml de solution métallique avec le NaNO3 à 0,01 M comme électrolyte. Ils ont été réalisés à pH 6 (ajusté à l’aide de HNO3 ou NaOH dilué) pour obtenir une solution stable en évitant la précipitation des métaux tels que les hydroxydes, introduisant des incertitudes dans l’interprétation des résultats. Les cations métalliques ont été utilisés sous la forme de Pb(NO3)2, Cu(NO3)2.3H2O et Cd(NO3)2.4H2O. Ces nitrates de métal sont utilisés car les ions nitrates n’ont aucune affinité pour les métaux (Plassard et al., 2000; Jang et al., 2007). Après équilibre, les suspensions ont été filtrées à l’aide d’une membrane de 0.45 µm et les échantillons ont été mis dans des flacons en polyéthylène de 50 ml, acidifiés au pH 1.5 – 2

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au moyen de HNO3 concentré et stocké à 4°C jusqu’à l’analyse des métaux. Les cations métalliques dans les suspensions ont été mesurés par spectrométrie d’absorption atomique (SAA).

2.2.1. Etudes de cinétique

Les études d’adsorption métallique dépendent en grande partie des cinétiques de réaction et le temps de contact entre les ions et le sol (Plassard et al., 2000). Des études de cinétique ont été réalisées à température 20°C et les échantillons ont été prélevés après 1 min, 3 min, 8 min, 15 min, 30 min, 60 min, 120 min, 360 min, 720 min, 1440 min, 2880 min and 4320 min. Les concentrations en ions métalliques équilibrées avec le sol sont 250, 80 et 123 mg/l de Pb, de Cu et de Cd respectivement. Les suspensions des batch ont été préparées et analysées suivant les mêmes conditions décrites à la section 2.2.

2.2.2. Etudes d’équilibre mono-composé

Pour les études d’équilibre du Pb, du Cu et du Cd, les batch ont été agités pendant 24 h suivant une gamme de concentrations monométalliques de 0 à 186 mg/l pour le Pb, de 0 à 57 mg/l pour le Cu et de 0 à 101 mg/l pour le Cd. La quantité de métal adsorbé sur le sol est calculée à l’aide de l’équation 1:

0 e

e

C C Vq

W

(1)

Où qe est la quantité de Pb2+, Cu2+ ou Cd2+ adsorbé sur le sol (mg/g), Ce est la concentration de Pb2+, Cu2+ or Cd2+ dans la solution à l’équilibre (mg/l), C0 est la concentration initiale de Pb2+, Cd2+ ou Cu2+ en solution (mg/l), V est le volume de la solution (ml), et W est la masse de l’échantillon sec (g).

2.2.3. Modèles d’adsorption

Les modèles d’adsorption sont habituellement utilisés pour étudier une simple relation mathématique entre la concentration de l’adsorbant dans la phase liquide et dans la phase solide à l’équilibre à température constante. Le plus communément utilisé est le modèle de Langmuir qui a été initialement développé pour l’adsorption des gaz sur des surfaces planes tels que le verre, le mica et le platine (Langmuir, 1918). Ces modèles empiriques sont également utilisés pour l’étude de l’adsorption des ions métalliques dans les sols et les constituants du sol (Bradl, 2004). Cependant, les processus d’adsorption n’ont pas toujours le temps d’atteindre l’équilibre lors d’une réaction, mais ils sont donc limités par les études de cinétique.

2.2.3.1. Les modèles de cinétique d’adsorption

Les études de cinétique sont réalisées pour évaluer la vitesse de réaction et le mécanisme d’adsorption des métaux dans le sol. Deux modèles simplifiés, tels que pseudo-premier-ordre et pseudo-second-ordre, ont été utilisés pour tester les cinétiques d’adsorption.

L’équation du modèle pseudo-premier-ordre (Achak et al., 2009) est linéairement exprimée par :

1ln( ) lne t eQ Q Q k t (2) 

Où Qe (mg/g) est la capacité d’adsorption à l’équilibre, Qt est la quantité de métal adsorbé au temps t(min) et k1 (min-1) est la constante de réaction pseudo-premier ordre. La valeur de k1 est obtenue à partir de la pente du tracé linéaire ln(qe – qt) versus t pour les différentes concentrations métalliques. 

La forme linéaire de l’équation pseudo-second-ordre (Ho, 2004) est donnée par :

22

1

t e e

t t

Q k Q Q   (3)  

Où k2 est la constante de réaction pseudo-second ordre. Le tracé de t/qt en fonction de t donne une relation linéaire avec une pente de 1/qe et 1/k2qe

2 comme coordonnées à l’origine de la droite. Les valeurs de k2 et de Qe sont obtenues à partir de la pente et des coordonnées à l’origine du tracé de t/qt respectivement.

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2.2.3.2. Modèles d’isothermes

Les modèles de Langmuir simple et de Freundlich ont été utilisés pour étudier les isothermes d’adsorption du Pb2+, Cd2+ and Cu2+ dans le sol. Les deux modèles sont respectivement représentés par les équations suivantes :

max

1e

ee

q bCq

bC

(4)

1

ne F eq k C (5)

Où Ce (mg/l) et qe (mg/g) sont les concentrations les concentrations du métal en phases aqueuse et solide respectivement ; qmax est la capacité d’adsorption maximale (mg/g) et b (l/mg) est la constate d’adsorption à l’équilibre ; kF (l/mg) est le coefficient de distribution de Freundlich et n (sans unité) est la constante empirique ayant généralement une valeur inférieur à 1.

3. RESULTATS ET DISCUSSION

3.1. Caractéristiques du sol

La Figure 2 et le Tableau 1 montrent la distribution des grains du sol prélevé in situ et de la fraction ≤ 2 mm utilisée pour les essais de laboratoire respectivement. Comme l’illustre la Figure 1, La fraction ≤ 2 mm représente environ 40 % de la distribution totale des grains du sol in situ. Selon les résultats obtenus à partir d’une analyse granulométrique au laser, elle contient environ 93,7 % de sable et le reste est réparti entre les limons et les argiles.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0.01 0.1 1 10 100

masse cum

ulée

 reteue

 (%)

Diamètres des Particules (mm)

Fraction  2 mm

 Figure 2 : Distribution granulométrique de l’échantillon de sol in situ.

µm φ Distribution granulométrique

Forme unimodale : 390,0 1,362 sables : 93,7% Limons et argiles : 6,2%

D10 : 86,84 0,373 sables très fins : 3,9% limons moyens : 0,6%

moyen ou D50 : 314,6 1,668 Sables grossiers : 23,3% limons fins : 0,4%

D90 : 772,1 3,525 sables moyens : 33,3% limons très fins : 0,2%

(D90 / D10) : 8,891 9,448 sables fins : 22,8% argiles : 0,2%

(D90 - D10) : 685,2 3,152 sables très fins : 10,5%

(D75 / D25) : 3,097 2,751 limons très fins : 3,5%

(D75 - D25) : 355,0 1,631 limons grossiers : 1,3%

Tableau 1 : Distribution granulométrique de la fraction ≤ 2 mm obtenue par granulométrie laser.

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6

Le Tableau 2 présente les caractéristiques physico-chimiques du sol. Ce dernier présente un pH alcalin (8,26) probablement dû à la présence des carbonates. Les résultats ont montrés également qu’il contient une forte teneur en MO (58 g/kg) et que sa capacité d’échange cationique (CEC).est de l’ordre de 135 méq/kg. Cette valeur de CEC pourrait être généralement liée à la présence de l’argile (Usman, 2008) et de la MO. Cependant, les sols ayant une très faible MO ont une faible CEC, mais ceux ayant des concentrations élevées en argile et en MO semble avoir une grande capacité pour adsorber des cations. Cependant, les concentrations initiales en Pb, en Cu et en Cd dans les échantillons de sol n’ont pas été détectées, mais pour le Cu nous avons obtenu une valeur égale à 61.40 mg/kg.

Paramètres Valeurs

pH (H2O) 8,26

pH (KCl) 7,46

Matière organique (g/kg) 58

Carbone organique (g/kg) 100

CaCO3 (g/kg) 343

Argile (g/kg) 17

CEC (meq/kg) 135

Pb (mg/kg) ND

Cd (mg/Kg) ND

Cu (mg/kg) 61,40

Surface spécifique (m2/g) 9,49 ND : Non Déterminé

Tableau 2: Caractéristiques physico-chimiques du sol.

3.2. Cinétiques d’adsorption

Les vitesses d’adsorption ont été testées au moyen des équations (2) et (3). Les valeurs des constantes de réaction (K) et des coefficients de corrélation (R2) pour chaque métal, obtenues à l’aide des modèles de cinétique pseudo-premier-ordre et pseudo-second-ordre sont listés au Tableau 3. Les plus faibles valeurs de R1

2 indique que le modèle pseudo-premier-ordre est inapproprié pour décrire les réactions d’adsorption de ces métaux dans le sol.

Les courbes Qt versus t montrent une bonne conformité des données expérimentales avec le modèle pseudo-second-ordre (Figure 3). La bonne adéquation (R2 = 1,00) des données expérimentales pour les ions Pb2+et Cu2+ indique l’applicabilité du modèle pseudo-second ordre pour décrire l’adsorption de ces métaux dans le sol. Par ailleurs, il a été noté qu’une approche pseudo-second-ordre peut parfois fournir une meilleure description des cinétiques d’adsorption (Cheung et al., 1997; Keskinkan et al. 2004).

ions métalliques

Pseudo-premier-ordre Pseudo-second-ordre

K1 (min-1) R12 Qe (mg/g) K2 (g/mg.min) R2

2

Pb2+ 0,00139 0,66 2,50 0,25 1,00

Cu2+ 0,00147 0,68 0,79 0,77 1,00

Cd2+ 0,00010 0,83 1,24 0,01 0,99

Tableau 3 : Constantes et coefficients de corrélation des modèles de cinétique

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7

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

0 1000 2000 3000 4000 5000

Qt (

mg.

g-1)

Time (min)

Pb2+ Cu2+ Cd2+ Pseudo-2nd order model

Figure 3 : Courbes de cinétique des ions Pb2+, Cu2+ et Cd2+ dans le sol obtenues au moyen du modèle pseudo-

second-ordre.

3.3. Isothermes d’adsorption

Les Figures 4 et 5 illustrent les isothermes d’adsorption de Freundlich et de Langmuir pour les ions Pb2+, Cu2+ and Cd2+ à pH 6,0 respectivement. Ces isothermes représentent le comportement de ces métaux dans le sol en fonction de l’augmentation de la concentration métallique en phase aqueuse après équilibre. Les résultats ont montré une meilleure représentation des données expérimentales avec modèle de Freundlich. Ce dernier fournit le plus souvent une bonne description de l’adsorption sur les surfaces solides hétérogènes (Stumm and Morgan, 1981; Arias et al., 2006). Toutefois, les données expérimentales pour les ions Pb2+ et Cu2+ ont fourni une adéquation satisfaisante avec les modèles de Langmuir (RL

2 = 0,91) et de Freundlich (RF2 = 0,91) respectivement. Les paramètres qmax,

b, RL2 (coefficient de corrélation obtenu avec l’isotherme de Langmuir) ; KF, n et RF

2 (coefficient de corrélation de Freundlich) sont présentés au Tableau 4.

ions métalliques

Paramètres de Langmuir Paramètres de Freundlich

qmax b RL2 n 1/n KF RF

2

mg/g l/mg l/mg

Pb2+ 3,64 0,37 0,91 0,71 1,41 0,85 0,91

Cu2+ 0,70 1,81 0,90 1,27 0,78 0,45 0,92

Cd2+ 0,63 0,05 0,76 0,99 1,01 0,03 0,89

Tableau 4 : Paramètres obtenus avec les isothermes de Langmuir et de Freundlich

Les paramètres de Freundlich (KF et n) indiquent si la nature de l’adsorption est favorable ou non favorable. Les valeurs de n inférieures à l’unité indiquent un mécanisme d’adsorption favorable et la formation des relations relativement plus fortes entre les adsorbants (Nagernaik et al., 2002). Les faibles valeurs n (n<1) obtenues pour les ions Pb2+ et Cd2+ indiquent que l’intensité d’adsorption est favorable à haute gamme des concentrations étudiées, tandis que pour les ions Cu2+ (n >1) cette intensité est non favorable à fortes concentrations mais à de plus faibles concentrations. Des études similaires effectuées sur d’autres sites ont noté cette observation (Arias et al., 2006; Tellan and Owalude, 2007).

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8

0 5 10 15 20 25 30 350

0.5

1

1.5

2

2.5

Pb2+Freundlich (Pb)Cu2+Freundlich (Cu)Cd2+Freudlich (Cd)

Ce (mg/l)

qe

(m

g/g

)

 

Figure 4 : Isothermes d’adsorption des ions Pb2+, Cu2+ et Cd2+ dans le sol d’étude obtenus à l’aide du modèle de Freundlich à pH 6.

0 5 10 15 20 25 30 350

0.5

1

1.5

2

2.5

Pb2+Langmuir (Pb)Cu2+Langmuir (Cu)Cd2+Langmuir (Cd)

Ce (mg/l)

qe

(m

g/g

)

Figure 5 : Isothermes d’adsorption des ions Pb2+, Cu2+ et Cd2+ dans le sol d’étude obtenus à l’aide du modèle de

Langmuir à pH 6.

La capacité d’adsorption maximale (qmax), obtenue avec l’équation de Langmuir, peut être très utile pour la comparaison de la capacité potentielle du sol d’étude. Parmi les trois métaux, le Cd a la plus faible capacité d’adsorption maximale (qmax). En se basant sur les valeurs de (qmax), l’ordre de sélectivité des métaux pour le sol est Pb2+>Cu2+>Cd2+. Cet ordre de sélectivité peut être influencé par la valence et la taille ionique des métaux lourds une fois hydratés (Elliott et al., 1986; Gomes et al., 2001). Des ions plus petits ayant la même valence, tels que Cd comparé au Pb, ont des densités de charge très élevées et attirent beaucoup plus les molécules d’eau, résultant d’un plus grand rayon hydraté. Les métaux ayant un plus grand rayon hydraté exercent de plus faibles forces d’attraction de Coulomb (Yong et al., 1992). De ce fait, on s’attend à ce que le Cd (de rayon 0,23 nm) soit plus mobile que le Pb (de rayon 0,187 nm) en raison de son plus grand rayon hydraté. D’autre part, la forte affinité du sol pour le Pb peut probablement être due à l’existence d’un plus grand nombre de sites réactifs

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(principalement la matière organique) avec une grande spécificité pour le Pb, ainsi quand il est présent, ces sites ne seraient pas occupés par d’autres cations. Selon ces résultats, le Cd peut poser beaucoup plus de problèmes aux sols et aux eaux souterraines de Port-au-Prince que le Pb et le Cu. Des résultats obtenus sur d’autres sites d’étude ont montré que le Cd, le Ni et le Zn dans le sol, entrainent de plus grand problèmes environnementaux que le Cr, le Cu et le Pb et que le premier groupe pourrait accumuler dans les tissus des plantes cultivées sur les parcelles de terrain traitées par des boues (Berti et Jacobs, 1996; Gomes et al., 2001).

4. CONCLUSION

Des études de cinétique et d’isotherme d’adsorption ont été réalisées sur un sol représentatif de Port-au-Prince, qui est exposé aux polluants liés à l’infiltration des eaux pluviales. Les modèles pseudo-premier-ordre et pseudo-second-ordre ont été testés pour évaluer leur applicabilité pour décrire l’adsorption de trois métaux lourds dans le sol étudié. Ainsi, une bonne adéquation des données expérimentales a été trouvée avec le modèle de cinétique pseudo-second ordre. Les résultats de cette étude ont montré que les données d’adsorption des trois métaux étaient mieux corrélées avec le modèle de Freundlich que celui de Langmuir. Parmi les trois métaux, le Cd présente la capacité d’adsorption maximale (qmax) la plus petite. En se basant sur la capacité d’adsorption maximale (qmax), l’ordre de sélectivité des métaux pour le sol était Pb2+>Cu2+>Cd2+. Cette sélectivité séquentielle montre que ces métaux peuvent être transférés du sol vers les eaux souterraines de Port-au-Prince. Cependant, le Cd peut poser beaucoup plus de problèmes à la fois aux sols et aux eaux souterraines de Port-au-Prince que le Pb et le Cu. La réalisation d’une campagne d’échantillonnage d’eau souterraine sera importante pour l’estimation de leur concentration dans la nappe. Outre la compagne d’échantillonnage, un couplage géochimique-transport serait également très utile afin de mieux comprendre le comportement de ces métaux dans le sol de Port-au-Prince.

5. BIBLIOGRAPHIE

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