SEDIMENTS and POLLUTION in WATERWAYS General Considerations

IAEA-TECDOC-302

SEDIMENTS AND POLLUTION IN WATERWAYS General Considerations

INTRODUCTORY LECTURES PRESENTED AT THE FIRST RESEARCH CO-ORDINATION MEETING ROLE O NSEDIMENTTH F EO S ACCUMULATIOE TH N I TRANSPORD NAN T OF RADIONUCLIDE WATERWAYSN I S ORGANIZEE TH Y DB INTERNATIONAL ATOMIC ENERGY AGENCY AND HEL MOLDN I , BELGIUM, 11-15 OCTOBER 1982

A TECHNICAL DOCUMENT ISSUED BY THE INTERNATIONAL ATOMIC ENERGY AGENCY, VIENNA, 1984 SEDIMENT POLLUTIOD SAN WATERWAYSN I : GENERAL CONSIDERATIONS IAEA, VIENNA, 1984 IAEA-TECDOC-302

PrinteIAEe th AustriAn y i db a February 1984 PLEASE BE AWARE THAT ALL OF THE MISSING PAGES IN THIS DOCUMENT WERE ORIGINALLY BLANK The IAEA does not maintain stocks of reports in this series. However, microfiche copie f thesso e reportobtainee b n sca d from

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Preface ...... 5 (Avant-propos) /. Molinari Géodynamiqu sédiments ede s dan milieus sle x torrentielt se fluviaux — Intérêt d'une politiqu gestioe ed n régionals ede sédiments ...... 7 1 . (Geodynamic f sedimentso strean si rived man r environments — Valu polica f eregionar o yfo l managemen f sedimentso t ) R.E. Quelennec Hydrodynamique des sédiments très fins ...... 33 (Hydrodynamics of very fine sediments) C. Migniot Mesur débite ed s solide t échantillonnagse e ...... 7 5 . (Measuremen f solio t d flow rate samplingd san ) A. Caillot Les lois physico-chimiques d'interaction entre un fluide et un solide ...... 71 (Physico-chemical laws governing solid-liquid interaction) D. Schweich L'écosystème fluvial ...... 93 (The river ecosystem) J.P. Descy, LambinonJ. Biological activit sedimentd yan s ...... 1 11 . (Activité biologiqu t sédimentsee ) G.C. Cadee Problem f sedimenso t samplin conservatiod gan radionuclidr nfo e accumulation studies ...... 127 problème (L prélèvemenu ed conservatioa l e d t e t sédiments nde s dans les études de transfert de radionucléides) E.K. Duursma Some typical examples of the importance of the role of sediments in the propagatio accumulatiod nan pollutantf no s ...... 7 13 . (Quelques exemples caractéristique l'importance sd rôlu s ed ede sédiments dans la propagation et l'accumulation des polluants) U. Förstner, SchoerJ. Sediment-water interaction modeld transpore san th r sfatfo d ean t of radionuclides in rivers ...... 159 (Les interactions eau-sédiments et la modélisation du transport et du devenir des radionucléides dans les cours d'eau) D.N. Edgington PREFACE

Serious incidents revealed not so long ago the importance, specific nature and unpredictabilit effecte th f yo f fixationso , transpor accumulatiod an t f no pollutant n suspendeso d particle r sedimentso hydrologican si l systems; hence af nucleattima o e e ag whe re industrnth truls i y y dawnin mann i g y countries, special care shoul radiologicae showe th b d n i n l monitorin controd e an gth f lo natural aquatic environment in order to take all of these phenomena into consideration.

It has now been demonstrated that a large number of naturally occurring, agricultural and nuclear mineral and organic products released into rivers, estuarie marine th d es an environment become fixe n verdo y fine sedimentd san organie th n o c matter whic oftes i h n associated with them. These substances are thus both the physical support and the carrier of numerous pollutants as a result of processes which involve:

Biological phenomena;

Physico-chemical interactions between liquid solidsd san ;

- Sedimentary movements: drifting, suspension, deposition, renewed uptake etc. whico t , h mus addee tb d man-made disturbances sucs a h dredging, dam flushing and mining.

This sequenc eventf eo accumulatioe th leay so ma t d pollutantf no n si lakes and dam reservoirs or at sites where dredging products are deposited, as reconcentratioe th o welt s la estuarien ni formatioe resula th s s a f to f no silt lenses that are highly turbid. All these processes involve considerable amounts of contaminated solid matter, the contaminants in which are likely to be transformed into soluble form r formso takese y livinb b thap n nu tca g organs and then follow pathways that may lead them to man.

Contro environmene th police f lo th d y tan applie o releaset d s therefore requires a good knowledge of sediment dynamics and the physico-chemical propertie particlef so s actin pollutans a g t vectors biologicae welth s , a s la l processes likely to occur at all stages of migration. Curiously enough, the monitoring and protection of the natural environment, through lack of interdisciplinary agreement, have not yet taken full advantage of the upswing in radioecological studies recene ,th t progres basin si c chemistrye th d ,an knowledge gained in hydraulics and sedimentology. If the advances made in these subjects could be pooled, it would certainly be possible to improve the selectio monitorinf no g sites o limi,t numbee tth f samplero s take favoun i n r of more selective sampling and, above all, to draw useful conclusions regardin managemene th g f releaseto environmente th o st .

In order to encourage the concerted action which could open up such prospects Secretariae ,th IAEe decides th Aha f to establiso t d three-yeaha r Co-ordinated Research Programme (CRP) dealing with the subject:

"The rol f sedimenteo e transporth n si accumulatiod tan f radioactivno e pollutant rivern si estuaries"d san .

Like all the Agency's co-ordinated research programmes, this one brings together a number of scientists interested in the same field of research with viea stimulatino wt exchange th g f ideaeo encouragind san g closer collaboration between research worker differenn si t countries.

The objective presene th f so t CRP, which have been defined withie nth context of the activities of the Division of Nuclear Fuel Cycle and its Waste Management Section promoto t e ,overalar n ea l approac variouy hb s laboratories specializin waten i g r management, sedimentology, geochemistry, radioecology and other subject developee th n si developind an d g countrie o facilitatt d san e a co-ordination of efforts in order to gain a better grasp of the pollution processes occurring in rivers and estuaries.

Because of the multidisciplinary aspects of the project in view, and for the purpose of placing the research programme in the broader context of the management of sediments and their role as vectors in the spread of pollutants, the Secretariat proposed, for the first time within the CRP framework, that expert subjecte th eacn i sf ho s concerne dprogrammr drafo p wu e participantsa probleme th lis f to s involve methodf o d an ds aime overcomint a d least a r tgo tackling them. Thipaperf o a st f lis se so compiles a tforwa e f th m o n i d general nature, which were presented durin initiafirse e o dayth th g tw tf so l Nucleal Mo e th P rhel t CR Researc a dmeetine th f ho g Centre (Belgium). These more general papers were illustrated, at the same meeting, by examination of the case of the River Meuse, an international waterway on the banks of which several nuclear power plant d facilitiesan s have been constructed. presene Th t document reproduces originae th n ,i l language (Englisr ho French), only such papers as were more general in nature—*/ . These introductory papers, which are preceded by a bilingual abstract, deal with the following topics:

- Geodynamic sedimentf so s

- Rheology of sediments

- Flux measurements and sediment sampling

- Soli liquid an d d interactions

- River ecosystem

- Sediments and biological activity

Pollution flux and sediments in river systems

- Accounting for sediments in the simulation of transfers.

This multidisciplinary approach, which call expertr sfo s with different mosbackgrounde t th involvet no r par e fo specificalln ar to i d swh y nuclear studie justifies s wa fac e th t y thatdb :

- The mechanisms underlying transport and interaction in the aquatic environment only rarely (principall certain i y n metabolic processes) bring into play effects thaspecificalle tar y isotopic;

- Radioactive pollutants canno isolatee tb d from other concomitant forms of pollution, chemical substances or other contaminants (for example thermal pollution), the relative harmfulness of which is often greater?

Synergic effect stakee b hav o net into account?

- The mode of transfer never depends on the nature of the pollutant;

papere Th s V dealin gRivee witcasth e rf th h eo Meus varioud ean s other communications presente participanty b d Co-ordinatee th n si d Research Programm obtainee b y ema n reques do t froSecretariate mth Molinari. J : , Waste Management Section, Division of Nuclear Fuel Cycle, IAEA, P.O. Box 100, A-1400 Vienna, Austria. Radioecology, whic basicalls i h domaie yth f researcno h workers from the "nuclear seraglio", has a great deal to gain from "decompartmentalization" and mutual exchange with other subjects relating to the study of natural environments.

The goals tha Secretariae tth r itselt fo thu t fsse have been fully attained, sinc presentatioe th e f introductor o f thino t sse y papers firsd tan foremost enabled participants to "discover" in a new light the problem of monitorin naturae th g l environmen controllind an t g pollutants whichy ,b pathways often difficult to foresee (for example the role of bacteria in sediments), may find their way into the food chain of man. Secondly, the introductory papers gave rise, both among those presenting papers and those attending the meeting, to an extremely valuable exchange of views regarding the advantage of giving certain facts consideration while reconsidering others. In this way there emerged the need for deeper thinking on such topics as:

The representativenes f sposo t samplin where- g n i d , whenan w ,ho what quantit samplee th y s shoul e takenb d ;

The definition of a threshold between the dissolved and particulate phases;

distributioe th f o e Thus e n coefficient (K,; ) d e validitTh comparisoa f yo n between studiee laboratoryth n i s , in-sit witd uan h models;

- Mathematical simulation which for reasons of simplification gives preference to certain parameters by assigning them definite values (succonstana s constana a h , tK t critical rat f resuspensiono e , etc.) .

e scop qualitTh d papere ean th f syo presented wealte , th jus f s ho ta discussion which followed them, are proof of the soundness of the initiative taken. This confrontatio f ideasno , which wil continuee lb d throughoue th t CRP, should stimulate and encourage the complementary disciplines to come togethe orden i r meeo t e rearurgen d tth an l n assessmenta neer e fo dth f to pollutants in the aquatic environment, where radionuclides are but one facet probleme th f o . authore e Thosth th d f ean so takinP CR e g th par n i t introductory papers have, even now, outlined the first areas of research that will be the subject of joint studies and research work. Without outcome waitinth r f theseo fo g e investigations Secretariae ,th t thought it would be useful to collate the texts of the introductory papers in th presene e th for f o mt collectio mako t es a the o ns m availabl otheo t e r research workers. Furthermore, the Secretariat has already adopted the decisio preparo nt summarea texte subjece basie th th th s f f so n o yt o presented here, the results of work undertaken under the CRP, as well as the observations, comment supplementard san y information that every reade f thiro s collectio invites ni provideo t d .

Jacques Molinari Scientific Secretary for the Co-ordinated Research Programme AVANT-PROPOS

s incidentDe s sérieu t révélon x é naguère l'importance a spécifitl , é et le caractère inattendu des effets de fixation, de transport et d'accumulatio e nuisances d nparticule de r su sn suspensioe s s de u o n sédiments dans les systèmes hydrologiques; aussi, alors que s'ouvre véritablement dans de nombreux pays l'ère de l'industrie nucléaire, la surveillance et le contrôle radiologique du milieu aquatique naturel doivent-ils prendre en compte avec une attention particulière l'ensemble de ces phénomènes.

Il est maintenant prouvé qu'un grand nombre de produits minéraux et organiques d'origine naturelle, agricol t nucléaire e e rejetés dans le s fleuves s estuairele ,e miliel t e su maris sédiment e le fixens n r su t s trè ss matièrele fin r s su ainss e organiquequ i i leuqu sr sont souvent associées. Ces matériaux sont donc à la fois le support physique et le vecteur de nombreuses nuisances à la suite de processus faisant intervenir: - des phénomènes biologiques, des interactions physico-chimiques entre liquide et solide, des mouvements sédimentaires: charriage, suspension, dépôt, reprise... etc auxquels il faut associer des remaniements par l'homme: dragage, chass s barragesde e , extraction. Cette succession d'événements peut conduire à des accumulations dans les lacs et retenues de barrage ou sur les sites de dépôt des produits de dragage u s encoro reconcentration,de à e s dans estuairele a sl r pa s formatio e lentilled n e vasd s e ayan e forted t s turbidités. Tous ce s processus mettent en jeu des quantités considérables de matière solide contaminée dont les polluants sont susceptibles d'évoluer vers des formes soluble u assimilableo s s organismede r pa s s vivants, pour suivrs de e voies pouvan conduirs le t e jusqu'à l'homme.

e contrôlL e l'environnemend e a politiqul t e t s rejetde e s requièrent donc à la fois une bonne connaissance de la dynamique des sédiments, des propriétés physico-chimiques des particules vecteur de polluants, et

11 égalemen s processude t s biologiques susceptibles d'interveni à rtous le s stadea migrationl e d s , curieusementOr . , surveillanc t protectioe e u d n milieu naturel n'ont pas encore, faute de concertation inter- disciplinaire, tiré le meilleur parti de l'essor des études radioécologiques s progrède , s récent n chimie s e fondamentales de t e , connaissances acquise n hydraulique s n sédimentologiee t e e e misUn n e .e commu s disciplines acquice de n e d s s permettrait assurémen e mieud t x sélectionner les sites à surveiller, de limiter le nombre d'échantillons au profit de prélèvements plus judicieux et sans doute de tirer des conclusions utile gestioa l à srejets nde s dan miliee l s u naturel.

Afin de susciter une concertation ouvrant de telles perspectives le Secrétaria e d l'AIEt a Apri a décisiol s e créed n n u Programmr e d e Recherches Coordonnées (PCR), d'une durée de trois ans, ayant pour thème: e Rôls Sédiment"L de e s dan e Transporl s t l'Accumulatioe t e d n Radionuisances dans les Fleuves et Estuaires" Comme tous les programmes de recherches coordonnées de l'Agence, celui-ci consiste à rassembler un certain nombre de scientifiques intéressés par n mêmu e thèm e recherchesd e , afi e facilited n s échangele r e d e vue d st e s suscite e collaboratioun r n plus étroite entre chercheur e différentd s s pays. s objectifLe s propre u présena s é définiét tt PCRson dani ,e cadrqu l s e des activités de la Division du Cycle du Combustible Nucléaire et de la Sectio e Gestiod n s Déchetn dépende de n i qu s, son e favoriserd t , parmi certains laboratoires spécialisés dans la gestion des eaux, la sédimentologie, la géochimie, la radioécologie, etc., de pays développés comm e pay d en développement e s e approchun , e global e facilited t e e e un r coordination des efforts en vue d'une meilleure maîtrise des processus de pollutio s milieude n x fluviau t estuariense x .

n raisoE s aspectde n s multidisciplinaire u projed s t considérét e , afi e situed n e programml r e recherched e s dann cadrso se plul e s large, a gestiol celu e s d sédimentide n t celue s e leud i r rôle vecteue d r propagatio e nuisancesd n e Secrétarial , a prit s l'initiative, nouvelle dans le cadre d'un PCR, de demander à des spécialistes de chacune des disciplines concernées, de dresser, à l'attention des participants au Programme n inventairu , s problème s de méthodee eposens de i t e tqu s s

12 permettan s abordele e d t r s résoudresinole e t d inventairn Ce .é ét a e réalisé sous la forme d'une série d'exposés généraux présentés lors des deux premières journées de la première réunion du PCR qui s'est tenue au Centre d'Etudes Nucléaires de Mol (Belgique). Ces exposés généraux ont été illustrés, au cours de la même réunion, par l'examen de la rivière Meuse, cours d'eau international au fil duquel sont implantées plusieurs centrale installationt se s nucléaires.

Le présent document reproduit, dans la langue de leur présentation (anglais ou français), les textes des seuls exposés généraux (*)• Ces exposés introductifs, qui sont précédés d'un résumé bilingue, traiten thèmes de t s suivants: - géodynamique des sédiments - rhéologie des sédiments - mesur flue ed échantillonnagt xe sédimentse ed , - interactions solide-liquide - l'écosystème fluvial - sédiments et activité biologique - flux de pollution et sédiments en système fluvial - pris n e compt es sédimentde e s dana l modélisatios s de n transferts Une telle approche pluridisciplinaire, faisant appel à des experts venus d'horizons différents , pou a ,et plupartl r n impliqué,no s dans étudede s s spécifiquement nucléaires, se justifiait d'autant que: - les mécanismes de transport et d'interactions en milieu aquatique ne font intervenir que rarement (dans certains processus métaboliques essentiellement) des effets spécifiquement isotopiques,

s texteLe s exposé de ) sa Meus l (* t ceue s e ed de xtraitans ca u d t différentes autres communications présentée s participantle r pa s u a s Programme de Recherches Coordonnées peuvent être fournis sur demande auprè u Secrétariasd t Molinar. J i Section de Gestion des Déchets Divisio Cyclu nd u Combustibld e e Nucléaire AIEA B.P. 100 A-1400 Vienne, Autriche

13 les radionuisance e peuvenn s t être isolée s autrede s s nuisances accompagnatrices, substances chimiques ou autres pollutions, (thermiques notamment), don a nocivitl t é relativ t souvenes e t plus grande, - les effets de synergie doivent être pris en considération, a méthodologil - s transfertde e a l e dépenn se d n aucue ds ca n nature des nuisances, la radioécologie, élaborée pour 1'essentia s chercheurde r pa l s issus du "sérail nucléaire", a beaucoup à gagner d'un "décloisonnement t e d'échange" s mutuels s aveautrele c s disciplines concernant l'étude des milieux naturels.

Les objectifs que s'était ainsi fixés le Secrétariat ont été pleinement atteints puisqu a présentatiol e e cettd n e série d'exposés introductif n premiee , a s r lieu, permi x participantau s e "découvrird s " sous un nouvel éclairage le problème de la surveillance du milieu naturel u contrôled t s nuisancesde e , lesquelles s cheminementde r pa , s bien souvent difficiles à prévoir (rôle des bactéries dans les sédiments par exemple), pourraient parveni a chaînl à r e alimentair e l'Hommed e . Cette série d'exposés introductif n secone , a sd lieu, suscité, entre conférenciers et participants, des échanges de vues extrêmement fructueux sur l'intérêt de prendre en compte certaines données ou d'en reconsidérer d'autres. Ains t apparues i a nécessitl e e procéded és réflexionde à r s approfondies, notamment sur: a représentativitl - s échantillonde é s extemporanés , quandoù : , comment et en quel nombre doivent ils être prélevés, la définition d'un seuil entre phase dissoute et phase particulaire, - l'utilisation du coefficient de distribution (K,), la validit s de comparaisoné s entre études faiten e s laboratoire, sur le terrain et sur modèle, - la modélisation mathématique, laquelle pour des raisons de simplification, privilégie certains paramètres en leur assignant des valeurs définies (tels K constant, vitesse critique de remise en suspension constante, etc...) . et.. c

14 L'étendue et la qualité des communications présentées, comme la t suivierichesson s s sle débat de ei démontren qu s e biel t n fonde d é l'initiative prise. Cette confrontation d'idées, qui sera poursuivie tou u lon a tu PRC d g , devrait provoque t encouragee r s rapprochementle r s entr s disciplinede e s complémentaires pour répondr x besoinau e s réelt e s urgent e l'estimatiod s s nuisancede n s dan e miliel s u aquatiqus le ù o e radionucléides ne sont qu'un aspect du problème. D'ores et déjà, les s auteurle participant s exposét e de s C PR s u introductifd s t dégagon s é des premières ligne e recherchsd i fonqu et l'objet d'étude e travaud t e s x concertés. Sans attendre s investigationsl'issuce s ede e Secrétarial , a tjug é utile de collationner les textes des exposés introductifs sous la forme du présent recuei lmettrs dispositioafia le l e nà ed autres nde s chercheurs. En outre e Secrétaria,l à présent s dè , ,a t pri a décisiol s e préparerd n , à parti s texte de ri présentés ic s s résultatde , s travaude s x entrepris dan e cadrsl u PRC,ains d es remarquesde e iqu , commentaire t complémentse s d'information que tout lecteur du présent recueil est invité à formuler, documenn u synthèse td sujete l r .su e

Jacques Molinari Secrétaire Scientifique du Programme de Recherches Coordonnées

15 GEODYNAMIQU SEDIMENTS EDE S DAN MILIEUS SLE X TORRENTIEL FLUVIAUT SE X Intérêt d'une politique de gestion régionale des sédiments

R.E. QUELENNEC Burea recherchee ud s géologique minièret se s (BRGM), Marseille, France

Abstract-Resume

GEODYNAMIC F SEDIMENT0 S N STREAI S D RIVEAN M R ENVIRONMENTS VALUE OF A POLICY FOR REGIONAL MANAGEMENT 0F SEDIMENTS The description of processes associated with the genesis, mobilization and transpor f sedimento t n catchmenti s hydrographin i d an s e networks maket i s easier to understand, from the "hydrosedimentary" viewpoint, the part play- ed by sediments in the build-up and transport of radioactive pollutants in continental waters. In order to evaluate the flux of sediments passing throug watercoursea h e authoth , r puts forwar numbea d f semi-empiricao r l equation d establishean s d mathematical models, while specifyin e condith g - tions under which they shoul e appliedb d e papeTh . r ends wit a remindeh r of the principal objectives of a policy for "regional management of sediments s definee autho"a th d presente y an rb d d durin Propriane th g o Seminar (France y 1981Ma n .)i

GEODYNAMIQUE DES SEDIMENTS DANS LES MILIEUX TORRENTIELS ET FLUVIAUX INTERET D'UNE POLITIQU GESTIOE ED N REGIONAL S SEDIMENTEDE S La présentation des processus liés à la genèse, la mobilisation et au transport des sédiments sur les versants et dans les réseaux hydrographiques, permet une meilleure compréhension "hydro-sédimentaire" du rôle des sédiments dans l'accumulatio e transporl t e n s radionuisancede t s dans eaule sx continentales. Pour l'évaluation des flux de sédiments transitant dans un cours d'eau n proposo , n certaiu e n nombr e formuled e s semi-empirique modèlee d t e s s mathématiques établis n précisane , t leurs conditions d'utilisation e rapC . - port s'achève par le rappel des principaux objectifs d'une politique de "gestion régional s sédiments"de e , défini r l'auteupa e t présentée r e loru d s séminaire de Propriano (France), en mai 1981.

1. INTRODUCTION

Le rappe problèmes lde s lié sà l'origine genèsa transu l a ,à t e - port des sédiments dans les réseaux hydrographiques devrait permettre de mieux comprendre la nature et les caractéristiques des principales composantes des processus sédimentaires : érosion (altération, mobilisation et entraînement), transports dissous, transports solides (suspensio charriage)t ne , sédimentation (dépô consolidation)t e t , reprise, etc.

Ces processus sédimentaires, naturel influencéu so s interle r -spa ventions humaines deviennent, en effet, "transparents" pour nombre de ceux qui tentencaractérisers le e td , dan partia l s e moyenn avau bassins eo de l s versants,

17 uniquemen partità sériee d r s d'échantillons prélevés danréseaus le s x hydrographiques principaux.

Nous rappellerons conclusionn ,e , quelques propositions déjà présentées à l'occasion du séminaire de Propriano, en mai 1981, relatives à l'intérê misa l oeuvrn e e t d e d'une politiqu e "gestiod e n régionals de e sédiments".

2. ORIGIN GENEST EE SEDIMENTS EDE PROCESSUS- S SEDIMENTAIRES NATURELS

DAN BASSINS SLE S VERSANTS

2.1 . Altération des roches - érosion chimique - transports dissous

L'altération mécanique des roches sous l'action de l'eau notamment est préparée par les processus d'altération chimique ; ceux-ci diminuent la cohésion du matériau constitutif des roches, produisent des "altérites" et permettent l'évacuation en solution d'un certain nombre d'éléments constitutifs des formations mèrecharga l : s e dissout rivièress de e , considérée arbitraire- ment comme étant constitué particulee d e diamètre sd 0,40< e t formées p eà plus de 95 % des éléments majeurs suivants : - H SIO - Ça - Na - K - Mg - Cl - ECO - SO La vitesse moyenn descente d e fronu d e t d'altératio roches de n sa comme ordr grandeue ed : r cm/1007 zonn e à e s 4 tropicale 0an - , - 0,3 à 3 cm/1000 ans en zone tempérée où elle est du même ordre de grandeur que celle due à l'érosion mécanique pour les zones à faible relief (1).

Les transports spécifiques de matières dissoutes ont été estimés à 42 tonnes/km2/an en moyenne pour les rivières européennes (2) et de l'ordre 0 tonnes/km2/ad2 e niveau na u mondial (1).

Le rapport "transport en suspension/transport dissous" dans les rivières, estimé à 3,4 au niveau mondial, est sujet à des variations régionales et saisonnières notables : sur le Rhône par exemple, ce rapport devient inférieur à 1 en période hivernale où il atteint 0,1 à l'époque où la couverture neigeuse ralentit l'érosion mécanique (1).

Le transport dissous, généralement plus importan domainn e t e sédimentaire qu'en domaine cristallin, varie notamment en fonction du climat, du relief, du couvert végétal, du travail et de l'aménagement du sol. Il demeure inférieu transporu ra t solide (suspensio charriaget ne zonn )e e montagneuse européenne. 2.2. Erosion mécaniqu versants le r esu importancs- géologia l e ed e formes etde s d'érosion

Les processus élémentaires d'érosion-transports s solidele r ssu versants nature ,d e complex discontinut e e dan tempe l s l'espacet e s , sont gouversé r l'intensitspa relations de é interactiont se s entr facteurs le e s qui conditionnen morphologia l t bassins réseaus de ede t se x hydrographiques, les formes d'érosion, l'occupation et l'utilisation du sol.

18 La morphologie des bassins et des réseaux hydrographiques élémen- taires est conditionnée à la fois par des facteurs "géologiques" tels que lithologie, tectonique et structure, qui ont produit des formes dont la topographi évoluéea , notamment depui Quaternairee l s , sous l'actio climatu d n . Cette évolution "récent milieu d e u peu e traduirs t n termee caractée sd - ristiques physiographiques : surface des bassins-versants élémentaires, densité de drainage, longueur et pente des réseaux hydrographiques, etc.

Les formes d'érosion, qui sont l'empreinte des processus récents coursn e u classene o ,s t généralement selon qu'elles sonmanifestations le t s des principaux processus suivants que nous allons décrire rapidement :

mouvements le - massee d s , ravinements le - s concentrés, - l'érosion laminair nappe"n "e u eo .

2.3. Les mouvements de masse : glissements et coulées boueuses

2.3.1. Les glissements de terrain

Ces mouvement masse d sversantss de e , don vitessa l t e d'évolution peut être lente (solifluxion, reptation) ou rapide (glissements, coulées boueuses), dépendan foia l facteure sd à t s géologiques (lithologie, structure, tectonique), topographique hydrauliquest se e sonphénomène.s C tde i semblensqu t avoir été particulièrement nombreux au Quaternaire, dans les régions alpines, x époqueau décruee sd s glaciairepoursuivene s i qu t e s t aujourd'hui naturellement dans des formations lithologiques à forte anisotropie des constituants où les teneurs en éléments argileux sont fortes et en particulier (3) :

- dans les formations glaciaires ou fluvio-glaciaires : . moraines argilo-graveleuses, glacio-lacustres, . éboulis, - danformations le s s d'altératio substratuu d n : m . marnes sédimentaires, molasse. s argileuses, . Rouiller (grés, schistes, conglomérats), . schistes sédimentaires et cristallins, roche. s eruptive métamorphiquest e s , diver. gypse: s , grés, flysh.

Les volumes mis en jeu par ces mouvements en masse sont souvent impressionnants. Citons pou dernièra l r e décade glissements le , s survenus dans les Alpes franco-italiennes :

glissemene l - plateau td u d'Ass 6 avri(1 y l 1970)o couléa ùl e terreuse issue de placages morainiques a détruit le sanatorium du Roc des Fiz ;

glissements le - s associé couléex sau s boueuse Pontamafree d s y qui auraient déplacé 3 millions de m3 entre mai et septembre 1965 (flysh et gypse u Triassd );

- le gigantesque glissement du Mont Toc (plusieurs millions de dan) retenua m3 l s Vajonu d e Italin te Noru ed octobr9 ( d e 1963), causr épa les variations d'altitude du plan d'eau de la retenue.

19 Ces mouvements de masse brutaux (vitesse pouvant atteindre 20 km/h) libèren transportent e t t jusque danréseaus le s x hydrographiques quantités ,de s importante roche e sédimentse d sd t se , donéléments le t plus le ss fins sont progressivement évacués lorcrues sde s vers l'aval modifii qu transs e ,c le e - ports solides moyens à l'aval.

Mais plue l , s souvent mouvements ,ce masse sd versants de e s sont plus insidieux car plus lents : c'est le cas de pentes marneuses, siège de processus de reptation ou de solifluxion, dont la base est érodée par les torrents et qui, par gravité et perte de butée de pied, alimentent régulière- ment les torrents en éléments fins, mais aussi en blocs (4).

2.3.2 coulées .Le s boueuses

Ce sonphénomènes tde s intermittent prenneni squ plue l t s souvent naissance dans des formations hétérogènes généralement héritées de glissements anciens ou déposées durant les périodes glaciaires et périglaciaires, ainsi que lor périodee sd s d'activité volcanique. L'activité sismique favorise également les coulées boueuse déstabilisann e s ensembles tde s superficiel matricà s e argileuse.

torrenu d s Réau Danca td e lsl (bassi km22 s'esi e nd qu ) t creusé danformations de s s fluvio-glaciaires dan haue l s t bassir (Alpes-MaritiVa u nd - mes, France), les orages d'été peuvent générer des coulées boueuses ou "laves torentielles" capable diamètre transportee d d s m r 4 su eà bloc s 3 rde e sd plusieurs centaines de mètres (4).

Heatu d s h ca DanCree e sl k Canyon, danmontagnes le s n Sa e sd Gabriel en Californie (U.S.A.), les coulées boueuses intermittentes dans des formations schisteuses issues de glissements anciens, peuvent atteindre des vitesses apparentes de 4,3 m/s, sur des distances de près de 2 km, avec des densité 2,6e d s 5 poudébris rochere le rd % s n 9 stransportée 6 à 8 3 e (d s volume e densit boueun a l t )e e d ,é fluide porteur 3 (5)1, .e ,d

On comprend aisément quelle peut être la capacité d'érosion et de transport de telles coulées boueuses, qui peuvent déverser dans les réseaux aval des quantités impressionnantes de matériaux fins et grossiers en quelques heures.

phénomènes Ce s pulsatoires, comme ceux liéx mouvementau s e d s pente, modifient la morphologie des réseaux aval et donc, nécessairement, les régimes de transport solide et de sédimentation dans ces réseaux, du fait de la mobilisation accélérée de sédiments transportables hydrauliquement.

2.4. Les ravinements concentrés

Si l'on néglige le ravinement sous forme de "griffes anthropiques" dont la contribution à la production en sédiments est généralement faible au niveau d'un bassin versant, on peut considérer que les formes de ravinement concentrées les plus courantes sont essentiellement :

- les ravines individualisées ("discontinuous gullies"), ravines le - s hiérarchisées ("continuous gullies"), bad-landss le - .

20 Les "ravines individualisées", souvent discontinues, prennent généralement naissance dans les zones de changement de pentes sur les versants. La tête des ravinements est abrupte et la profondeur des ravines décroît en principe de l'amont vers l'aval. Les processus de dissolution qui affectent certaines formations, dont les terrains gypseux, favorisent leur karstifica- tio t l'apparitioe n ravinee d n r affaissementspa . Les "ravines hiérarchisées" prennen forma tl doigte d e gante sd s dan partia l s e supérieur versantss ede profondeua .L ravines rde s croît vers l'aval avec la concentration des flux solides et liquides. Ce type de ravinement, que l'on rencontre le plus souvent en régions arides et semi-arides, foia x l facteur sau à é li s t -suivantes type: s formatione sd s superficielles, topographi végétationt e .

En phase juvénile ravines ,le soni squ t caractériséee d r spa fortes valeurs de périmètres mouillés (faible largeur par rapport à la profondeur n faiblu t )eon rendement hydraulique donni qu penseà e ,c e qu r leur évolution dan e templ s s leur permet d'atteindr n équilibreu e dynamique li à l'évolutioé modelu d n versants de é climatologiea cellà l t e e sd e .

La genès l'évolutiot e ravines nde s sont souvent liéeà s l'occurenc fortee d e s précipitations concentrées. u êtrAinsip ea l reporti , é transporu d % 8 9 te solidqu ) (6 e total d'une ravine dan bassiy e l sDr e d n Creek au Nebraska (U.S.A.) avaient eu lieu durant une seule année, pour une période totale d'observation de 5 ans. Le même auteur estime qu'environ 20 % du flu sédimente d x s apporté x rivièreau srégioa l e d sn oues e l'Iowad t , proviennent des apports sédimentaires dus aux ravines.

s "bad-landsLe " sonformes tde denudatioe d s n "doe n baleinee sd " ou arêtes, qui affectent les formations schisteuses et marneuses sous l'effet de l'action hydrique et des processus de gélifraction et/ou dessication, qui produisent des écailles, aiguilles ou paillettes progressivement entraînées vers l'aval. Les bad-lands sont souvent des formes héritées, anciennes, à degré d'évolution relativement lent.

2.5. L'érosion laminaire

s processuLe s d'érosion laminair versants nappen le "e r u su "eo s sont liés à la capacité d'entraînement ou d'érosion du ruissellement diffus. Cette capacité varie notamment pou matérian u r u donné proportion ,e n inverse du diamètre des particules de sol, dont la cohésion de la tranche superficielle réduitt es e sous l'effe battance td gouttes de e pluie d s e (splash).

parcellee d L al pertso e tailln d se e limitée peut s'estimeà r partir de nombreuses formules empiriques dont une des plus connues, quoi que souvent contestée, est celle de Wischmeier et Smith (7), qui donne :

R.K.SL.C.P= T . (appelée abusivement équation "universelle de perte en sol") avec tonne/hn e l pert= so an T e R = facteur d'agressivité du sol = facteuK r d'érodabilitl so u d é S= Lfacteu pente rd e (inclinaiso longueut ne pentee rd ) = facteuC e couverturd r e végétale = facteu P contrôle d r l'érosioe d e n

21 Cette formule a été établie à l'origine, à partir d'une analyse des produits de l'érosion sur des parcelles standard cultivées ou en jachère, de lone d t pent e gm 2 e2 maximale d'enviro. % 0 1 n

Elle tient compte indirectement de facteurs tels que composition granulométrique, teneur en matière organique, perméabilité et structure du sol, lesquels influent sur 1'érodabilité des formations superficielles.

L'emplo e cettd i e formule, limitparcelles de à é type sd e cultivé de dimensions modestes, ne peut être généralisé directement à des bassins versants recouvrant une grande diversité de valeurs pour les facteurs climati- facteurs le que t se terraine sd .

William proposa s versioe éun n amendé l'équatioe d e Wischmeiee nd r et Smith remplaçann ,e n facteu u facteue tl r tieni pa r qu r R t compte, poue run averse individualisée, du volume ruisselé et d'un coefficient de crue. Cette équation modifiée, associée à une fonction de transit (decay fonction) et à un paramètre représentan granulométria tl e moyenn sédimentss ede utilisét ,es e par J.R. William procédure proposi un squ ) (8 e e assez laborieus demandi qu t e e à être vérifiée avant d'être généralisée, pou déterminatioa l r fluu d ne d x sédiments fins arraché versantx sau petite sd s bassin véhiculét 10-2e e sd 2 5km s jusqu'à l'exutoire de bassins de 2.000 km2.

Une autre formule empirique qui peut parfois donner des ordres de grandeur acceptable produiu sd e l'érosio d tbassins de r snsu versante sd taille variée, est celle établie par Fournier (1960). Elle s'écrit :

MPx2 ') 265 2 (H ~ s ( ) a p 3 6( appor= E t solide annuel moyen spécifique (t/km2/an), Px = pluie mensuelle moyenne du mois le plus pluvieux (mm) plui= a P e annuelle moyenne (mm), dénivellé= H edénivellé% moyenn5 4 bassi^ u d e) e (m ntotale , superfici= S e (km2).

Une telle formule e tienn s compti tpa ,qu s caractéristique de e s lithologique bassins sde s versant dont se leue d c r érodabilité, atténus le e disparités géologiques et pédologiques des bassins versants et conduit fatale- ment à la même valeur de l'érosion spécifique,que les bassins soient peu érodable u fortemenso t érodables. Elle doit donc être utilisée avec circonspec- tion.

3. PROCESSUS SEDIMENTAIRES FLUVIAU TRANSPOR: X SEDIMENTS TDE S

3.1 . Quelques caractéristiques morphométriques des bassins versants

s modèleLe s empirique t pouon ri objectiqu s f d'évaluee d u o r simule débie l r t solide d'un bassin versant élémentaire, font généralement intervenir, à côté des variables explicatives de type hydro-climatologique, des paramètres géomorphologiques de type suivant :

superfici- n e (S), périmètr ) (P e - form bassiu d e n (indic compacite d e 0.2= k é8 - longueur du thalweg principal (L) - pente (I)

22 - relief : altitude, dénivellée, indices orographiques - densit drainage d é : e (n,iL N ) Z ZK D, = n=li = l ,, ,, 2, d ———————————————— (km/k) m S I N Dx d - coefficient de torrentialité C = D x FI = — id o avec ordr= thalweu n d eK à vari: g1 e d e nombr= i thalwege d e chaque sd e ordrN à vari: e1 e d e FI = fréquence des thalwegs d'ordre 1 (nombre NI de thalweg d'ordr unitr pa surfacee d é1 e )

Ces deux derniers paramètre C fon t e t référencsD x travauau e x de hiérarchisatioa Hortol r nsu thalwegs nde s dan bassin su n versant élémentaire.

Ces travaux ont montré qu'il existait, sur un bassin de lithologie homogèn structura l ù d'influencu o e pe a echevele l r su eu hydrographiques le , relations fondamentales suivantes averaisons de c s constantes poupros le r - gressions géométriques "r" :

rs = Sn .. rJ_ = L~n——— ri. — In Sn-1 Ln-1 In-1

s deuLe x premières relations indiquen croissanca l t progression e n géométrique des surfaces de bassins et des longueurs de rivières hiérarchisées. Cela signifi qu'u) (9 e n cours d'eau "conquérant peue "n t crée dénivellatioa rl n nécessaire qui permet la capture d'un affluent, que s'il est alimenté par un bassin versant d'un ordre de grandeur supérieur au cours d'eau à conquérir.

Ces quelques rappels simples nous permettront de passer du domaine des bassins amon celutà réseaus de i x hydrographiques aval, sujets de sà aménagements.

3.2. Rappel sur les modes de transports hydrauliques des sédiments fluviatiles : transports solides

On distingue dans les transports solides en rivière, qui viennent s'ajouter au transport de sédiments en solution, deux modes de transport fonda- mentau transpore l : x r charriagtpa ondulatiot e transpore l t ne suspensionn te .

3.2.1. Transpor charriagr tpa fone ed ondulatiot e d n

On englobe généralement dans cette catégorie modes ,le transe sd - por sédiments proximità tde u o r rivièrea l fonu ssu d é e d , sans suspension notable distingun .O transpore l e : t

- sur fond plat, - par dunes (translation de trains d'ondes à 2 dimensions : phénomèn plue l e s courant), - par rides (écailles de poisson souvent tri-dimensionnelles), - par anti-dunes (écoulements torrentiels).

23 L arécapituli figqu 1 . travaus de e Laboratoiru xd e National d'Hydraulique de Chatou (LNH), France (10) permet de différencier ces modes de transport en fonction des paramètres caractéristiques suivants :

" ~ (s-l)d "" r -

avec r . , .T 1/3 paramètres ele t s suivant: s

H = profondeur d'eau (m) pent= j l'écoulemene ed t uniforme d = diamètre moyen des sédiments v = viscosité cinématique de l'eau (D = 1.33.10° m2/s pour une eau à 10°C) densit= s sédimenu d é 2.6= s ( t)

remarquern O frontièra l e aqu e entr mouvemene repoe l l e t e s s de t sédiments se situe dans la fourchette des valeurs suivantes de A :

A compris entre 0.02 0.04t 7e seui5: l critique d'entraînement des sédiments.

Notons que la température de 1'eau influe, par 1'intermédiaire de la viscosité cinématique du fluide porteur, sur le mode de transport des sédiments, ainsi que sur le débit solide résultant, d'autant plus que le sédiment est fin.

Le transport par anti-dunes en régime torrentiel correspond à n déplacemenu t apparen dunes tde s sableuse fone sd d dan sene l s s inversu d e courant.

3.2.2. Transport par suspension

II correspond au transport des sédiments les plus fins au sein de la masse liquide en mouvement et peut s'accompagner des différents modes de transpor charriagr tpa e décrits précédemment.

D'après les études du LNH de Chatou, résumées dans l'excellent ouvrag RAMETT. M e ed E (10) peun ,o t donne fonction e r paramètru nd s le , eA domaines suivants qui définissent le critère d'apparition du transport de sédi- ments en suspension :

- 0.045 à 0.027 < A < 0.062 : transport solide par charriage r fonsu d plat, sans suspension,

- 0.062 < A < 0.25 : transport solide par dunes et suspension,

-0.25

- 2.5 < A < 5 : transport solide sur fond plat et suspension : fluidification du lit.

24 0,020

0,010

plat Li t+ avec charriage A Dunes a Rides • Rides sur dunes B Rides locales

d'après M. RAMETTE (réf. 10)

Fig.1 DOMAINES D'APPARITION DES S RIDEDUNEDE ST E S

25 On notera que la valeur indicative de A cf 0.25 constitue le seuil critique en-dessous de laquelle la suspension est négligeable dans le transport solide total. D'après (10) cette valeur critique serait à la fois fonction du diamètre du sédiment et du degré de turbulence de l'écoulement.

3.2.3. Profondeu remaniemene rd sédiments tde fone d s d

Durant les crues qui correspondent aux périodes de transport solide maximal, les sédiments de fond sont remaniés sur une épaisseur estimée par la formule suivante de MM. Vigoureux et Laraichi de 1 'ENPC-Paris, dérivée de la formule d' Izzard-Bradley : 2/3 e = 0.73 - H (système MKS), pour les cours d'eau "naturels" avec q = débit par unité de largeur = Q/L, en m3/s/m hauteu= H r d'eaum n e , d = diamètre moyen des sédiments, en m

On a pu vérifier (10) à partir de la formule précédente et de Tigree mesurel r ,situsu n i sprèe Bagdade qu ,sd crue 2.00e ,un ed 0 m3/s avait pour L = 250 m et H = 7 m, mobilisé les sédiments de fond (sédiments fins d = 1 à 1.5 10-4 sur une épaisseur de 6 à 7 m.

3-3. Estimation du transport solide d'un tronçon de rivière

Transpor. 1 3 3. t solide total (suspensio charriaget ne )

Diverses formules empiriques proposées dan a littératurl s e permettent d'estimer le débit solide total (suspension et charriage) d'une rivière, sous l'hypothèse d'un écoulement permanent et uniforme.

Dan étude sun e récente (11), ACKER réalisa S e comparaisoéun n entr valeurs le e s calculée débits de s s solides totaux (qs cellet )e s issuee d s mesures en laboratoire ou in situ. Voir fig. 2 qui présente les résultats fourni modèle6 r spa s empiriques différents dont l'efficacit décritt es é e dans le tableau suivant (10) :

% de cas où MODELE 0.5 < qs calc./qs obs.< 2

ACKERS-WHITE (1972) 68 % ENGELUND-HANSEN (1967) 63 % ROTTNER (1959) 56 % EINSTEIN (1950) 46 % BISHOPS-SIMONS-RICHARDSON(1965) 39 % TOFALLETTI (1968) 37 %

26 Les deux formules les plus représentatives sont donc celles proposées par Ackers-White et Engelund-Hansen. Cette dernière, présentée ci-après, est d'un emploi relativement aisé bien que nécessitant l'estimation du coefficien rugosite td Manning-Stricklee d fone d éK d : r

,1/2 ,3/2 5/2 C2 qs = 0.08 (g (s-ir' .d , enm3 /s/m avec 1/6 C = Ksf.H et d en mètre.

Rappelons que ces formules de débit solide total "non influencé ne tiennen s comptt pa apport s de e élémentn se ruissellemenu sa fins du s r tsu le bassin amont (wash-load) r elle,ca e s'appliquensn t qu'au transpore td sédiments présent rivièrea l e d régimt sn e , li dan e l es naturel uniformt e permanent.

ACKERS.WHITE BISHOP, S/MCWS.40. !S72 RICHARDSON ]$

ENGELUNÛ, TOFFALETI HANS£N isss Î967

1/8 V6 1/4 1/2 1 2 S S 2 1 2 1/ M S 1/l/ 8

ROTTNER *0*V, 7S5P

6 8 6 4 2 1 2 1/ 4 V 6 1/ 6 n ordonnéE débi= e t solide calculé EINSTEIN 40 (Total load) .. observe 1950 46"'.

4 i 1/21f 1/ 6 4 1/ 28 xcafc'xobs

d'après ACKERS (réf ) cit.11 é dans réf0 .1

Fig. 2 COMPARAISON DES FORMULES DE TRANSPORT SOLIDE TOTAL

27 3.3.2. Transport par charriage

M. RAMETTE (10) préconise l'emploi du modèle de Meyer-Peter/Müller pour l'évaluation du charriage de fond, dans le cas où le transport en suspension est négligeable, pour les valeurs suivantes des paramètres d et A :

d > 5 mm si A < 0.3 2 (modèl0. < A ei s M.P.M m n valablm .no 5 < i s ed < 5 0. d < 0.5 mm)

Le modèle M.P.M. s'écrit (10), pour un matériau sableux de densité : 6 2. = s •a/p 3/P qs ~ 40.5 d ' ['a A - Ac ] ' en m3/s/m

mètresn avee d c= coefficien c ,A débue td t d'entraînemen matériau td t e u coefficien= a t minorateur fonctio s coefficientnde a rugosite l sd e d t e é fraction de débit qui participe au charriage.

L'autre modèle connu, celui d'Einstein-Brown, établ l'originà i e peu, mm t 3 pous'appliques sédiment0. de r> d ù so r pour l'estimatio charriagu d n e avec début de suspension des sédiments de fond.

3.3.3. Transport des sédiments en suspension

s modèleLe s matéhmatique u semi-empiriqueso permetteni squ t d'estimer les transports en suspension peuvent être classés en trois groupes principaux : modèles intégraux, diffusifs et différentiels (12).

Les deux derniers groupes sont encore d'une utilisation délicate, notamment pour la phase d'étalonnage.

Dans le premier groupe de modèles, qui utilisent les paramètres globau l'écoulemente d x n trouv,o e notammen formules tde type sd e suivan: t .0.57 log C = 'J— SHEN-HUNG (1971) wu-d^

log C = a + g log (Vj - Vj CRIT) YANG (1972)

ou plus simplement : Q g lo QUELENNEC-KRU b + a g lo = lo KC g (1975)

pouvanb t e a t prendr valeurs de e s différentes dansectioe sun n donnée, selon que l'on trouv décrun e crun e u o ee (13 )voi- r fig.3, avec, dan sectioa l s n considérée : j = pente moyenne de 1'écoulement = concentratioC n moyenn sédiments ede suspension se n vitess= V e moyenn couranu ed t W = vitesse moyenne de chute des sédiments (suspension) Q = débit moyen instantané.

28 Le Nil statio Gaafre nd a

.Froti QUÉLIWMCC « E , KBOK ce- -î jr on M.l«

ioo Coo ôoo d'après re'f. 13

Fig 3 MODEL. E D'EVALUATIO TRANSPORTS NDE S SOLIDE N SUSPENSIOE S PARTIA ) N(S S RDE DEBITS LIQUIDES JOURNALIERS

29 modèless Ce , simples dans leur formulation, nécessitent cependant une bonne connaissance des caractéristiques de l'écoulement, ainsi que l'obten- tio nombreusee nd s donnée mesuree sd situn si , pour l'estimatio valeua l e nd r paramètres de g,a, a slesquel, b , s varient d'une rivièr l'autreà e , ainse qu i d'amon e rivièrun avan r e t esu l donnée,

3.4. Importance des phénomènes exceptionnels dans les transports solides

Nous avons vu précédemment qu'il existe un certain nombre de modèles empiriques et mathématiques qui permettent, après obtention ou calage de certains paramètres, l'estimation de l'érosion spécifique d'un bassin versant, ains l'évaluatioe iqu transports de n s solides (suspensio charriaget ne ) pour des conditions donnée débirégime n d u s t te e d'écoulement uniform permanentt e .

arsenal te n U l hétérogèn formulee ed dis a modèlel e d à - t s e smi positio l'ingénieue d n signifie rn e nullemen notre tqu e connaissanc phénos de e - mènes hydro-sédimentologiques soit suffisante et que l'on puisse réduire notre effort pour l'acquisition de données de terrain sur les transports solides. La pratique de ces modèles montre, au contraire, que cet effort est à intensifier afin de pouvoir, notamment, améliorer la généralisation de certaines formules mises au point à partir de données issues de sites particuliers, et appréhender les valeurs numériques des transports solides pour les périodes d'érosion et transports solides intenses : violents orages et fortes crues.

On sait n effet,e c'ese ,qu t duran courtes tce s période forte sd e activité erosiv transporte d t produie e s e ,qu t l'essentie l'érosioe d l r nsu les versants (déstabilisation, phénomènes de synergie) et du transport solide danréseaus le s x hydrographiques occasionn i avalqu e c , n déséquilibreu e morpho- logique de ces réseaux.

On a pu évaluer dans certains bassins de la Californie (U.S.A.) que des crues violentes de quelques heures pouvaient évacuer 10.000 à 40.000t/km2 de sédiments corresponi qu e ,c 5-1à d 0 fois l'érosion spécifique moyenne annuelle bassinss ce r su .

On sait aussi que sur la Durance (France), les concentrations de sédiments en suspension, supérieures à 1 g/1, ne sont observées en moyenne que duran jours/an1 1 t ,concentrations alorce e squ s sont inférieure1 g/ 1 0, sà pendan t0 jours/an prè27 e d s .

Sur la rivière la Têt, dans les Pyrénées-Orientales (France), la seule crue d'octobre 1940, de période de retour 200 à 300 ans, aurait transporté enviro 0 million2 n tonnee d s sédimentse sd , soi 0 foit3 débise l plu e tsqu solide moyen annuel. Durant cette crue concentrations le , sédimente sd n e s suspensio rivière un r ensu voisine Techa l , , auraient attein t0 g/1 plu10 .e sd

e telleD s concentrations sont atteinte périodn e s cruese d e r su , nombre de petites rivières du Sud-Est de la France, aux bassins versants amont particulièrement érodables : on a pu observer des concentrations de 150 g/1 Roubione l r su r l'Isèr,1 su afflueng/ 0 e9 e amonRhôneu d td t e t .

Sur le Fleuve Jaune, en Chine, dont le bassin versant de 752.000 km2 évacue en année moyenne 1,6 milliard de tonnes de sédiments, dont 50 à 90 % durant 10 jours de crue, on observe des concentrations moyennes annuelles de 310 g/1 pour des bassins loessiques de 32.00 km2, avec des concentrations maxi- petite d male r ssu s bassin mêmu sd e typ 1.60e d e 0 g/1.,

30 On conçoit donc l'intérêt des campagnes de mesures in situ de l'érosion et des transports solides durant les événements climatiques et hydrologiques exceptionnels. Ces campagnes de terrain, très délicates, ne peuvent êtr eéquipes de réalisée r spa spécialiséese qu s misa .L n oeuvr e e des technique mesure sd e poucampagnes ce r s sor cadru td présenu d e t exposé.

CONCLUSION. 4 S

Danchapitres sle s précédent résuméé ét s aspectt le son s fondamentaux des problèmes d'identificatio d'évaluatiot e n processus nde s naturels d'érosion des versants et de transport solide dans les réseaux hydrographiques.

Les problèmes liés aux aspects techniques et socio-économiques des interactions entr divers le e s secteurs d'activité humainprocessus le t e s sédimentaires sont trop nombreu complexet e x s pour pouvoir être abordés dans cet exposé. Aux lecteurs intéressés par ces problèmes, nous suggérons la lecture des rapports généraux présenté Séminairu sa Propriane d e o (14), organise l r épa BRGM, sur la "gestion régionale des sédiments". On y trouve notamment, dans le rappor synthèse td e générale présent r l'auteurépa propositions ,de s poua l r mise en oeuvre d'une politique de gestion régionale des sédiments portant sur les domaines suivants :

- scientifique, technique- , - réglementaire, - économique, - organisation des moyens de gestion.

Une telle politique a comme objectifs principaux :

lutta l - e contre l'érosion diffus concentrét e e dans sle bassins versants et les littoraux, - la préservation de l'équilibre des milieux aquatiques, limitatioa l - impacts nde ouvrages de s aménagementt se s r l'environnemensu t l'optimisatiote e leud n r fonctionnement, - l'aide à la concertation et à l'arbitrage entre les utilisateur ressourca l e sd sous-sol: e eaut e xl ,so intérieurs et marins.

Une telle politique apparaît comme étant le complément indispensable à celles qui se mettent progressivement en place dans les différents pays, pour la gestion de l'eau.

31 REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES

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32 HYDRODYNAMIQU SEDIMENTS EDE S TRES FINS

C. MÏGNIOT Laboratoire central d'hydraulique de France, Maisons-Alfort, France

Abstract-Resume

HYDRODYNAMIC F VERO S Y FINE SEDIMENTS e pollutantth Mos f o t s discharge n solutioi d n suspensioi r o n n into rivers or estuarie y becomma s e attache e verth y o t find e sediments dispersen i d e entrainethb e y waterma y thed b d an sm over long distances, becoming con- centrate n preferentiai d l sector d thereban s y creating situations which e highlb y yma detrimenta e environmentth o t l n thiI . s pape e authoth r r considers the behaviour of very fine sediments in their aquatic environment, together with the problems of flaking, rate of flake fall, settling and consolidation of deposits, rigidity and viscosity of mixtures at the different settling stages, equilibrium slop r underwatefo e d above-watean r r deposits d conditionan , r renewefo s d uptak d transporan e y currentsb t d an , disturbances in the estuaries. A number of diagrams illustrate this review, whic s treatei h t greatea d r e worklengtth n :i h "The practic f soilo ed an s foundations", published by Moniteur Press, Paris (1981).

HYDRODYNAMIQUE DES SEDIMENTS TRES FINS La plupart des polluants rejetés en solution et en suspension, dans les fleuves ou les estuaires, peuvent se fixer sur les sédiments très fins dispersés dans les eaux, être entraînés par eux sur de grandes distances et veni e concentres r r dans secteurde s s privilégiés apportan s nuide t - sance i peuvenqu s t être très préjudiciable à sl'environnement . Dant ce s exposé, l'auteur examin e comportemenl e s sédimentde t s très fins dans leur milieu aqueux avec les problèmes de floculation, vitesse de chute des flocons, tassement et consolidation des dépôts, rigidité et viscosité s mixturede à sleur s différents stade e tassementd s , pente d'équilibre des dépôts immergé u émergéso s , condition e reprisd se transpord t e e r pa t les courants et remaniements dans les estuaires. De nombreux croquis il- lustrent cet exposé synthétique dont un développement plus important est donné dans l'ouvrag a pratiqu"L e s sol de t efondationse s "s publile r pa é éditions du MONITEUR - Paris 1981.

La plupart des polluants rejetés en solution ou en suspension dans rivièresle s e soic s polluant de te ,qu s chimiques, organiques, bactérien u radioactifso s ,- peuvensé s le e fixe s tr su r diments très fins dispersés dans les eaux, être entraînés avec eux sur de grandes distances et venir se déposer dans des secteurs privilégiés. Il pourra donc existe s zonede re concentratiod s n polluantse n , préjudiciables à un équilibre de l'environnement, et dont il faut évaluer l'importance.

33 s conditionLe e fixatiod ss polluant s particulece le e d nr su s s fines dépendron a naturl e d te minéralogiqu s particulece e d e s et du milieu aqueux et, dans certains cas, la fixation des polluant e pourrn s a être provisoirqu e s selle es chimiques le u o s bactéries repassant dans le milieu aqueux avec une augmentation locale de la contamination des eaux. Dans cet exposé, nous ne parlerons pas du processus de fixation des polluant s sédimentsle r su ss spécialistede , s beaucoup plus compétents devant développer ce problème, mais essaierons de dé- fini s différentle r s comportement s sédimentde s s fins dans le s eaux, c'es à dirt e "L'HYDRODYNAMIQU S SEDIMENTEDE S PELITIQUES" du type limons, boues, argiles ou vases. Nous examinerons successivement : a diversitl - s sédimentde é s très fins, - leur comportemen u calmea vitess: en e t chutee d e , floculation, - leur tassement sur les fonds et leur consolidation, - la |3ente d!équilibre des dépôts immergés et émergés, - leur transport sous l'action des courants, - leur comportement dans les estuaires.

0 QOÙ01

Figur . Vitess1 e e chut d es particule de e s élémentaires t e tioculées

mm/s v,tesse moyenn e chuid e f mm/s «n,r»i,ep0 1 T S^ r C8ftt LA vu AINE 6? met

sehnité'

6 » S I 1 0 w »3 ' 2 1 30 n «o » K9 l » 7 4 S « 3 Z 1 0

Fjjure 2 Influence de ta concentration Figure 3. Influence de la salinité sur la en vase sur la vitesse de chute vitesse os chute des vases

Dans conclusionsle s , nous indiquerons quelques moyens d'études possibles de ces mouvements sëdimentaires à l'aide de recherches en canal ou à l'aide de modèles physiques et mathématiques qui permettent de définir avec une bonne précision les différents facteurs hydraulique i son qu sprendrà t n considératioe e n dans les phénomènes de diffusion, transport et dépôt des sédiments pélitiques et des polluants qui leur sont associés.

1 - DIVERSITE DES SEDIMENTS FINS, FLOCULATION ET VITESSE DE CHUTE De tels matériaux ont des structures extrêmement différentes et forment avec le milieu aqueux des complexes sols-eaux essentiellement variables dan e tempsl s s particuleLe . s composenle i qu s t peuvent renfermer des argiles de différentes natures, des pou- dre e quartd e sfeldspathsd t e z s matièrede , s organiquess ,de oxydes et des sulfures. Toute s particule ce ss dimension de t on s s très petites variant de quelques dixième u centièmeo s e micrond s à quelques s dizaines de micron t tomberaiene s u calmtea dane un s ave e vitessun c e e chutd e très faibl micromillimètr1 e d e r secondpa e r exempa e - ple . Dispersées dans les eaux marines ou certaines eaux fluviales, ces mêmes particules auront tendance à floculer, c'est à dire à se prendre en agrégats plus ou moins volumineux et à tomber en eau calme avec des vitesses 100 à 1000 fois supérieures à celle e leurd s s particules élémentaires.(Fx^ui. 1) e L'influence de la concentration en particules solides dans les eaux, des sels dissous, de la température agira sur cette floculation permettant d'atteindre des vitesses de chute en eau

35 calme comprises entre 0,2 et 0,6 mm/s. Il suffira d'une salini- té de 3 %> pour que la floculation soit presque totale et que la concentratio particuleen n s solide pous g/1 atteignr 15 à 10 e que les vitesses de chute des flocons atteignent un maximum. En milieu légèrement turbulent (vitesse inférieure à 0,40 m/s) e macrofloculatioun n pourr produiree s a , exactement comme dans un dêcanteur industriel, et la vitesse de chute des flocons pourra atteindre 1 à 1,5 mm/s permettant aux sédiments de se décanter dans les estuaires au moment des étales de marée (F/t- . } 3 £ e 2 Précisons que des recherches minutieuses effectuées en labora- toir t montron e é qu'il était possibl modifiee d e s phénomènece r s de floculation et de vitesses de chute en agissant sur le milieu aqueux à l'aide de sels chimiques - et notamment avec des doses de pyrophosphates de sodium - et d'obtenir des suspensions qui se comporteron n modèle t e rédui n respectane t - si s loi le te d s militude des vitesses de chute des flocons naturels.

TASSEMEN- 2 S VASEDE T S Déposées fondsle s vaser ce ,su s s floculées devront subin u r tassemen t perdre t e progressivemen e partiun tin e leuu d e ea r terstitielle (f^Qu.n.0. 4) ; chaque type de vase ayant une loi de propret es tassemen i a concentratiolu l , i qu t n moyenn u culod e t variant comme le logarithme du temps : Ts (g/1) = a log t + ß a étan n facteuu t i dépenqu r d plus spécialemen natura l e d te s particulede s milieu solided ß ut e saqueux . e mêmeD l exister,i a dans dépôtsle s n gradien,u e concentrad t - tion entr a surfacl ee fon l dt e qui plue l ,ss ca génédan e l s- ral, répondr à l'expressiona : H g lo n + ) (s s T = ) T(H s La dimension des particules, le milieu aqueux, les suppressions modifieron t éta ce e ttassemend t t l'oe t n constater r exemplpa a e qu'un limon atteint une concentration de 1000 g/1 après quelques heure e tassemend s t alors qu'une vase d'estuaire varie entre 300 et 350 g/1 après plusieurs jours et ne dépasse pas 100 à n surface 1 15 u g/ cour0a e s premièrede s s heure e dépôd s t (F-c- . 5) n modèlE e réduit, toujour n agissan e s sel de s r appropriétpa s miliee l r usu aqueux n pourr,o a obteni s dépôtde r s ayans de t concentrations beaucoup plus faibles varian1 g/ 0 5 t t entre 0 3 e permettant, par conséquent, de représenter facilement la reprise sous les actions hydrodynamiques.

36 3 - CONSOLIDATION DES DEPOTS - RIGIDITE ET VISCOSITE La seule connaissance de la concentration des dépôts n'est pas suffisante pour caractérise n comportemenso r t mécanique c'est à dire sa fluidité, sa plasticité ou son état solide. En faisant s mesureappede à l s rhêologiques t possibles l ,i e d'apporte nombreusee d r s précisions dan e domainc s e tan n défie t - nissan a rigiditl t a viscosits dépôtl de ée qu ss suspensionsde é . Des lois ont pu être définies permettant de rattacher la rigidi- a viscositl t t e éa concentratio l à é s vasesde n s loiCe . s sont de la forme (F-tguAe. 6) : Ty = k Tsk à 5 On retrouve d'ailleurs des lois analogues en mesurant la cohé- sios dépôtde n s mais avee valeuun c r différent u coefficiend e t K qui peut atteindre des valeurs 5 à 7 fois plus fortes. Ici encore, le fait de pouvoir en modèle réduit obtenir des dé- pôts beaucoup moins concentrés qu'en nature, permet de mainte- s valeurde r e rigiditd ni s é plu se rapproche s faible e d t s e s de r échelle e similitudd s e applicable x rigiditéau s x cohéau t -e s sions des dépôts.

TASSEMENT T CONSOLIDATIOE S S VASEDE N S

( Conceotmie 7 7 . n Hauteu1 initial9/ 0 r 20 e initialj m I e

160

owé« du towrtent t'

0.1 1 » K» WOO »0000 «0000

Figure 4. Courbes de tassement des vases

37 S&flBtBC M eiABÎÏBS «SÏSCUIEg Bi C S ELEBiHT&IRES i t'sraïastCe ssesa s T î SE U TASIfBEBS KPSTS SE IJ SB» Li TftS*tB(HT

tMt

Bi*

108 488

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288

8 "1 2 J 4 5 I î« « » «"l n IJ S4 g t Î M »8 «3SS SS »88

FigureS. Variatio a concentratiol e d n fonction ne s caractéristiquede n s matériaude ss conditionde t e x e dépôd s t

Figure 6 Variation de la rigidité en fonction de te concentration

4 - PENTES DES DEPOTS - COURANTS DE TURBIDITE Cette variatio a a cohésiorigiditl l e e d d ns dépôtt e de né s de s vases en fonction de leur concentration en particules solides se retrouvera dans les pentes d'équilibre des dépôts sous l'eau et hors d'eau. Pour des dépôts ayant atteint une rigidité supé- rieure à 20 N/m2, on constate que les talus de vases peuvent se tenir aves pentede c s très forte t quee s , s'i a glissement ly ,

38 les blocs de vases restent individualisés et ne se diluent pratiquement pas ; ils peuvent être roulés et former des galets de vase. Pour des rigidités plus faibles9 des coulées boueuses peuvent apparaître avec des pentes très faibles. Enfin, pour des suspensions ayan s rigiditéde t s inférieure N/m2 u o s 2 ,1 de à s courants de turbidité se forment pouvant transporter sur de longues distances les sédiments fins et remanier éventuellement des dépôts plus anciens ( F/tgu-te 7) . D'une façon générale, la pente d'équilibre d'un talus de vases, en eau parfaitement calme, et pour des épaisseurs des dépôts d'une cinquantaine de centimètres, sera proportionnelle à la rigidité initial t atteindre e : a tg a = 0,007 "£y (N/m2) (vases immergées) = 0,0 a' y (N/m 2g T' t 2) (vaseet s émergées)

ACTIO- 5 S COURANTS FONDDE NLE E VASED R S SU STRANSPOR- S T DANS S RIVIERELE S

a) Vitesse critique d'érosion Cette influenc a rigiditl e d es dépôtde é e retrouvers s a dane l s comportement des vases sous l'action des courants et l'on remarquera pous vasele r s fluides, l'apparition d'ondes d'interfaces entr e fluidl e ea suspensiol sai t e n partià n r d'une certaine vitess u courantd e . Lorsque l'on augmentera cette vitesses le , sédiments commenceron à subit e remisun r n suspensioe e n puis, gagneront progressivement tout a hauteul e e l'écoulementd r . s vasede sr Su plastiques n constatero , u contraira e pluun e s grande résistance à l'érosion avec apparition de figures d'éti- rement alors que sur des vases ayant atteint une forte rigidité, il faudra des vitesses très grandes pour provoquer localement la création d'une fosse d'érosion qui prend naissance le plus souvent à partir d'une discontinuité dans les fonds,

Poue trèun r s grande diversit e e vasecomplexed d é t e s s sols- eau n retrouvo , e grandun e e variét s courbede é s donnan- vi a l t tesse critique d'érosio n fonctioe n a concentratiol e d n s de n dépôts r contrePa . i l'os , n représent variatioa l e a vitesl e d n- se critique d'érosion en fonction de la rigidité des dépôts, on constate que presque toutes les vases suivent la même loi du ty- e p (F-ôgu-t. ] è e

u"c (m/s )0,01- ^ N/m75 ^y 1, 2pou < r%

et u"c (m/s) = O.OH^y/2 pour *5y> 1,5 N/m2

39 PENT S DEPOTDE E S

^/XZ...s———A-^ 1y ——— ! - ^ -

900 0,01 100

Variation de la pente des dépots en fonction de la Variatio a pent l s dépote de d ne n fonctioe s a rigiditl e d n é concentration initiale

Figur7 e

Dans ce cas précis, il sera encore possible, connaissant sur un modèle rédui a réductiol t s valeurde n s vitessede s e frotted s - ment, d'ajuster des valeurs de rigidité des dépôts pour rester n similitude e reprisd e s vasede e s ayan n éta u te tassemen d t t déterminé.

b) Débit solide des vases transportées par un courant En partant des équations de BINGHAM sur les dépôts de vases ayan e rigidit un te viscosit un t e é é connues, nous avon , avepu sc Monsieur Jean VALEMBOIS, propose s équationde r s donnan e débil t t solid s vasede e n fonctiose u débid n t liquide d'une rivière, permettant ainsi de moduler le débit liquide d'un barrage sus- ceptibl e transported e s vaserde jusqu'r s me rejetée a l à s dans la rivièr: e Qmin = 50 Ov 1 + °'5a (1 -0)2

avec a = pm ghoi

40 VITESSE CRITIQUE D'EROSION

JOD 400 500 000

Influenc a concentratiol e d e a vitessl r su ne critique d e reprise

,.f,

N>'

Relation entre la vitesse au frottement et la rigidité

Figure 8

41 Le dévasement du barrage du HAMIZ établi à partir de ces critè- res équationmontra sce e qu é s étaient valable e l'oqu nt e s pouvait transporte e granded r su rs distance s suspensionde s s ayan e fortun t e concentratio n particulee n s solide a forcl i es s tractrice s courantexercés fondle le r sr pa eétaitsu s suffisante. s mesureLe s Haute-Loira faitel r su s e apporten s élémentde t s complémentaires pour prévoir les conditions de diffusion, transpor t dépôe ts sédimentde t s très fin u coura ss travau de s e d x dévasemen u barragd t e CHANGENTd e .

6 - COMPORTEMENT DES SEDIMENTS DANS LES ESTUAIRES

) GénéralitéA s Zones de rencontre entre les eaux fluviales et les eaux marines, les estuaires sont des lieux d'échanges sêdimentaires importants où les paramètres hydrauliques, sédimentologiques et biologiques interfèrent les uns sur les autres. Chaque interaction entraîne des répercussion n chaîne s e qu'i t nécessaires l prévoie d e r afin de les guider et de les limiter. plae l nr Su sëdimentaire n estuairu , e comportes a v e r commn u e réceptacle gigantesque alimenté suivant les cas par des apports de l'amon e 1'aval»stockand u o t t provisoiremen s apportsce t s le , déplaçant localemen t alternativemene t t d'une vingtain e kilod e - mètres à chaque marée de vives-eaux où les soumettant à des re- s descentemontéede à r t toute ssu s a longueul e e l'estuaird r e n fonctioe u débid n t fluvial n êtiageE . massa l , e sêdiraentaire sera remonté à l'amone e l'estuaird t n cruee t e ,e elle redescen- dra progressivement vers l'ava e partiun lmatériaus de e x pouvant être expulsée en mer si le débit fluvial est suffisamment important. Les quantité e sédimentd s s remaniémarées le r s pa sdan n estuu s - aire sont considérables s transportle , s ayant lieu principalement en suspension et correspondant à des sédiments très fins (inférieurs à 40 microns). Si l'on fait le bilan de la quantité totale de sédiments qui oscillent en suspension dans les eaux au cours d'une année complète dans sectionle s s avas estude l - aires n arrivo ,s valeur de à e s considérables r exemplePa . , dans l'estuair a GIRONDEl e d e T u droiCHRISTOLYS a , e d t 0 million45 , s de tonnes se déplacent alternativement en flot et en jusant au cours de l'année, représentant près d'un milliard de m3 de vase déposée. Dans l'estuaire du GABON, à OWENDO, ce chiffre atteint 175 million e t/ad s n devant OWEND l serai5 millioni 5 ; Oe d t e d s t/an dan a LOIRl s E entre DONGE t PAIMBEUe S e serain t e Ft plus million5 à 2 e tonnes/ae d sd e qu n dans l'estuair e 1'AULNEd e .

42 FACTEURS GEOMETRIQUE T HYDRAULIQUEE S S DANS UN ESTUAIRE

volume oscillant en m-3

10'JI Section moyenne en m7

Gironde

10*.

Garonne et D endogne

107JJ 103

m K 0 14 0 12 0 10 0 8 0 6 0 4 20 50 100 150 Km

Figur . 9 eVariatio s sectionde n s moyennes Figur . Variation10 e s volumede s s d'eau oscillants v- o "ST

GIRONDE

.«lot „

0.5.

100 Î50 Km Distance a s(embouchur e Figure 11. Vitesses moyennes d écoulement dans l'estuaire de fa Gironde 43 En fait, ces chiffres très importants indiquent les quantités de vases remaniée u coura s e l'annéd s t passane e t alternativement dans une section de l'estuaire. Par contre, le poids total de vases "disponibles" dans un estuaire sous forme de suspension ou de "crème de vase" est beaucoup plus faible et n'atteindrait million6 à qu 4 e e tonned s s pour tout l'estuair a GIRONDl e d e E et 500.000 à 1 million de tonnes pour la LOIRE.

) FacteurB s géométrique t hydrauliquee s s a) n estuairU e "évolué e successio"d présenti lo s largeure de nun e s s sectionede t s correspondan n équilibru à t e dynamique entrs le e forces hydrauliques dues à la marée et les possibilités de trans- s courantle por r pa ts (F^gui. 9) e L aa sectio l largeu t e varienS L n r t suivan e fonctioun t n expo- nentielle décroissant a distancl e mera d el à e.

Lx = Lo e-Kx avec Lo Largeur à l'embouchure Lx Largeur à x km de l'embouchure K coefficient égal à 0,0265 en GIRONDE, à 0,163 pour la VILAINE...

e o S = x S a sectiol t es n= 0,034avex S moyenn K ci s 5 e pou a GIRONDEl r .

b) Marêe_;_Vglume_oscillant_3_Débit_fluvial

n retrouvO mêma poui l es volume lo ele r s d'eau oscillants tout le long de l'estuaire CF-igu.fie, 10}.

e o VE = o VE -Kx ave K c(Vives-Eaux = )0,03 n GIRONDe 1 t ESCAUTe E , 0,065 en LOIRE et 0,202 dans la SEVRE NIORTAISE.

s volumeLe s oscillant à l'embouchurs n e e 3 atteignenm 9 10 2 2, t GIRONDE 9 dan10 s1 1, 1'ESCAUT, r su , n LOIRE6 e 0,210 9 2 10 51 , la SEVRE...

44 De même n constato , e pou a dynamiququ el r e sêdimentair- es n u e tuaire pourra se "classer" suivant l'importance relative des volumes d'ea i pénètrenqu u maréa à l'avatl r e pa l (VEo t ceue ) x qui arrivent par l'amont en crue. Ce rapport sera d'autant plus faible que les actions fluviales seront élevées : VEo/Vf = 12,2 pour la GIRONDE ; 9,8 pour 1'ESCAUT ; 2,2 pour la LOIRE ; 0,96 pou a SEVRl r E NIORTAIS 0,5; E 4 pour l'ADOU t seulemene R 4 0, t pour l'OUED SEBOU. Précisons également que la marée se déformera au cours de sa propagation dans l'estuaire avec, en général, réduction de la duré u flod e t (donc accélératio s vitessede n e flotd s t aug)e - mentatio a durél u jusane d ed n t (étalemen s courantde t r su s une longue période) lorsque l'on passe de l'aval vers l'amont.

Fait également très significatif dans un estuaire "évolué", le rapport entr e débil e t moyen (coef. 100a sectiol t e ) n moyenne d'écoulement est pratiquement constant dans toute la zone de marnage rapporCe . t correspon vitessune à d e voisin 0,8de e et 5 atteindrait 1,15 à 1,20 quel que soit l'estuaire considéré si l'on avait pri valeua l s a sectiou débil d r' r t npa maximu E V n e m correspondante. Si l'on modifi e rapporc e r dragagepa t n auro , a automatiquement une sédimentation sauf si l'on réalise des ouvrages de calibra- ge

) Temp_s_dd e propagation d'une crue Notons également que la propagation d'une crue se fera d'autant moins rapidement que l'on se trouvera plus en aval de l'estuaire et que la section sera plus importante. A titre d'exemple, si le débit d'eau douce fluviale se répartissait sur toute la lar geu e l'estuaired r massa l , e d'eau douce d'une cru e 100d e 0 m3/s mettrait 10 jours pour arriver à PAUILLAC (situé à 50 km à l'a- vae BORDEAUXd l moi2 t s)e pour arrive à l'embouchurer n faitE . , les eaux douces prenan s chenaude t x préférentiels s temple ,e d s parcours seront beaucoup plus courts (environ moitié).

C) Intrusion saline - Vitesses résiduelles près du fond

a) En étiage, la limite supérieure de la remontée saline se situe en général à mi-distance de la remontée de la marée (45 km en m dank LOIR 0 s6 El'ELB; pou e m remonték un r E 0 a maré9 l e e d d e m dank MISSISSIPe l 0 s 24 ; m k I pou 5 pou0 15 km)r 40 r .

45 EVOLUTIO A SALINITL E D N E DAN N ESTUAIRU S E

Sjhnilt tSIUAIRt 1UIKI

18- -

- - I •

FigurelZ. Répartitio salinités de n s maximale t minimalese s dans l'estuair a l Loir e d e 8

Debit

10*-

10'--

S'Miiiut PtlUlia H———Lf- 6 t J S i U B « 0 3 * 2 « I 0

8« 3 . l C Ito8 6 u I = . Siligil% »

CQui»!.!= l ckl«>» d » a i cwittmm o « « w Ant« I i

Figur b Limite12 u frond e t sal fonction e é u débid ne d t la Loire

46 SiVE-ÎAU ETIAGE

Bcax-Mar

• Hantan» a t

2 4 S 8 Ifi 12 14 1C II 26 22 24 26 2l 36 32 Km

MORTE-EAU - CRUE Sais* Mai Hauteun a s r

VIVI-EAU- CRUE Bat» -Mir M«ulcu> n n « f

K 2 3 S Î 8 2 g 2 4 2 2 1 9 2 8 1 « I 4 1 2 » S ( 8 S

Figure 13. Répartition des isohalmes dans l'estuaire de l'Aulne

Cette propagatio a salinitl e d n é pourr e fairs a e soit avecn u coin salé, soit avec stratification, soit sous forme de mélange des eaux douces et salées sur toute la hauteur. e nombrL e d'estuair e permeN e e caractérised t s conditionle r s de mélange entre les eaux douces et salées : Ne = VEo Fo2 / QfT

avec VEo = volume entrant dans l'estuaire en flot o Fd o g / Vo/ Qf débit de la rivière T périod maréa l e d e N< 0,0e 8 coin salé 0,08 < Ne < 0,5 estuaire stratifié 0,5 < Ne estuaire mélangé

e croîN t lorsqu e coefficienl e e maréd t e augment e débil t te e fluvial diminue l s'ensui I .e mélang l e s eauqu tde e x croît dans les mêmes rapports.

a remontéL e saline dan n estuairu s e dépendr u débid a t fluvial, l suffiraei t n étiagee , , d'une faible variatio u débid n t pour que le front de salinité se déplace sur plusieurs kilomètres. La géométrie de l'estuaire, l'importance du "bassin de marée" situé en amont de l'estuaire, pourront modifier la position du front de salinité entraînant dans certains cas des préjudices appréciables pou s installationle r s riveraines (F^gu/ie.t u 1 1 4 13] .

b) Vitesses résiduelles p_rès du_ f ond La stratification entraînera dans un estuaire, une modification de la répartition des vitesses sur la verticale, les eaux douces apportées par le fleuve pouvant, s'il y a stratification, s'écouler en surface sur les eaux plus denses apportées par la mer. En appelant l'écoulement en flot Ef et l'écoulement en jusant Ej , l'écoulement résiduel sera : Ej - Ef et la vitesse résiduel- r serlV e : a £ E - J E Virr = — «î ———— T si T = durée du flot et du jusant.

n portanE t pour divers point e l'estuaird s a courbl e e enveloppe des vitesses résiduelles sur la tranche d'eau, on peut matéria- liser les gradients des vitesses résiduelles. Cette répartition des gradients des vitesses résiduelles varie en fonction du dé- t fluvialbi e l'intrusio,d n salin t dele e à turbidité (F^ga^e) 14 . La limite entre les vitesses résiduelles dirigées vers l'amont et celles dirigées vers l'aval caractéris n "poinu e t nodal" qui pourrait expliquer certaines accumulations sédimentaires dans I 'estuaire. II ne faut pas cependant oublier que ladissymétrie dans les courbes de marée et dans les courbes de vitesse en résultant peut entraîne s variationde r s zonede s s d'accumulations sédi- mentaires au moins aussi importantes que celles dues aux gra- dient e densitd s é dans eauxle s . MOUVEMENTS DES SEDIMENTS DANS LES ESTUAIRES .•«••*-__._*______. ./

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{ | £O *' »OU«*3 ***"**v .T• -*i* "' BrT"• ?•" *. • * •»*• 8 1_ ^ . _l Figure 14. Répartition schémaiique des vitesses résiduelles 200 concentration en g I

U 077m.s vasm c e 3 5 erode t su e

s vis m I e Uerode « sut 66 cm depot tie s tondle r ssu m c 2

~%T.jVf ^^ -rigidité L fr e d

r iQtriit« en N 'in

5 3 $ ' m c n e « u 3 épaisseue d r m c vas n e e vitesse de frottement Figure 15. Détermination des risques de piegeage des vases dans un chenal en fonction de la répartition de la concentration dans les dépots 49 ) MouvementD s sédimentaires danestuaires le s s a) Ç Sous l'actio s courantde n maré e i d ssubissen qu e, e fluctuaun t - tion dan e templ s s entr s périodele e s d'étal maximue l t s e é de m vitesses, les vases vont pouvoir se déposer puis être remises en suspension dans un estuaire et se déplacer si les vitesses atteintes par les courants sont supérieures à la vitesse critique d? érosion« En-dessou m/s5 s 0, le marées ) < , u coefficien de d sm 0 (V 6 s u o 0 7 t vases se déposent dans les estuaires et forment une couche fluide sur le fond (crème de vase) pouvant atteindre 0,5 à 2 m d'épais- seur et une longueur de 10 à 15 km (cas de la GIRONDE et de la LOIRE) . La turbidité des eaux de surface devient très faible et l'on passe presque sans transition d'une eau peu chargée en vase à 200g/l 1 g/1(moin s dépôt0 0, 5 de e à )e d s.d s En coefficient croissant, la crème de vase sera remise partiellemen n suspensioe t n lorsqu s vitessele e s seront supérieurex au s vitesses critiques d'érosion (coef. de marée supérieur à 70-80, vitesse moyenne supérieure à 0,70 m/s). La crème de vase dispa- raî - saut partia a sub l fe consolidatioi un i qu e n importantu o e qui n'est pas soumise à des vitesses de frottement suffisantes. Les eaux seront alors très turbides et il existera un"bouchon vaseux i pourr"qu e déplaces a r alternativemen n jusan e n flo e tt e tt sur une distance d'une vingtaine de kilomètres. Connaissant la courbe de consolidation des vases, pendant les marées de mortes-eaux (7 jours), la relation concentration- rigidité et la vitesse critique de frottement qui s'exerce sur les fonds l ,seri a possibl pou- e n poinu r t détermin e l'estuéd - aire - de prévoir le rythme théorique des dépôts de vases (F-cgu- ie 15] „ s mesureNotonde e qu ss 'AULNfaite1 r Esu s montren a quanl e -qu t tité total e sédimentd e n suspensiose n dan n estuairu s e sui- ri t goureusement la même loi que la variation des frottements sur les fond e l'estuaird s e (C— x surface de l'estuaire) (F^cgu-te 16)

b) Influence du débit fluvial sur les mouvements des vases dans

Le stock sédimentaire d'éléments fins se localise dans un estuai- n fonctioe e r e l'importancd n u débied t fluvial- n crueva E . s le , ses se retrouvent à l'aval de l'estuaire, elles sont à l'amont au cours des périodes d'étiage, les remontées étant d'autant plus importante a rivière débil l e e d t tfaible qu ses e .

50 VARIATION COMPAREE DES FROTTEMENTS SUR LES FONDS ET QUANTITES DE MATERIAUX EN SUSPENSION _ ESTUAIRE DE L ' AULNE ( d'ipris 6.ALLEN - P. BASSOULÉT)

Frottemant total sur les fonds Newton 10s -10000

SEDIMENTN E S SUSPENSION

- sooo

Séaimant n suspsnsiee s n dans I 'astyairc

2 Frettcrasnf tetel 10*

FIG. 16 .

51 En général, le stock sëdimentaire suit la position de la limite fronu d e salinittd é mai e nombreused s s exception u êtrp t e on s constatées, Des mesures faites en nature à l'aide de traceurs radioactifs ont montré que la remontée du stock sëdimentaire s'effectuait - dans la partie aval de la GIRONDE - à une vitesse m envirok d1 e r marénpa n êtiagee e n crueE . a vitessl , e desced e n te pourra être plus rapide débi l t important i es s te .

Cette variatio u bouchod n a crèmnl vaseue u vase d p d e a eu o x être étudiée en nature dans les estuaires de la LOIRE et de la GIRONDE et apporte une confirmation aux hypothèses et mesures précédentes. On peut positionner le stock de crème de vase ou de bouchon vaseux en fonction du débit fluvial (F^gu-te 17).

Précisons que des mesures récentes effectuées sur le modèle ré- duit physiqu e l'estuaird e a LOIRl t permie on d Ee e montred s r que la vitesse de remontée des vases en êtiage (ou leur descente vers l'ava n cruee l ) était identiqu modèle l e equ e représentu o e n l'intrusiono n saline e résultaC . t tendrai s prouveà t ce e qu r grands mouvements sêdimentaires dépendent principalement de la forme des courbes de vitesses(ou plus exactement de la forme des courbe e répartitiod s s débitde n s solides) a salinitl , é intervient beaucoup plus à l'aval de l'estuaire pour limiter l'impor- tanc s quantitéde e s évacuées ver e largel s .

c) estuaire

Le taux d'envasement dépendr a positiol e a souilld l a u e o d n - e u chenad - danl s l'estuair s actionde t e e s hydrauliques régnant e pointec n . n pourraO , suivan s actionle t s hydraulique ss fondsubiele sr pa s de vases : - soit avoi n chenau r l stable (tau e sédimentatiod x n 0,05 m/mois ; ) m 0 e chena1 a l LOIRl - r e d à su lE - soienvasements de t e 1,7sd m/moi 2 a souill 0l à i s t screu es e - sée plus bas que le chenal et non soumise à des courants ; - dans certain s (OWENDO)ca s a constat n ,o s taude éx d'envasement jour5 1 atteignan n se e chena l alorm e 5 lqu s3, t principal res- tait stable à l'échelon du cycle de marées (28 marées). s quelqueCe s exemples montrent tout a sensibilitl e é d'un estuaire pour l'envasement et la complexité des phénomènes en présence.

52 MARE VIVE-EAE D E U 100-120

Déplacement u bouchod n vaseun e x Loirfonction e e, u nd débit fluviau d t e l coefficient de marée

s DébitmV n e s

- Déplacement dâ i ecrèm vase ed e en Loire 1 ooo.

SCO-

toc- MONTOIRE PAIMBŒUF CORDEMAIS LE PELLERIN

FIG . .17 DEPLACEMEN U BOUCHOD T A NCREML VASEUE E VASD D E T EE X

53 MOYEN- 7 S D'ETUD MOUVEMENTS EDE VASES SDE S DAN RIVIERES SLE T SE LES ESTUAIRES Mesure- A n nature s e Avant tout, il faudra définir les paramètres hydrauliques et se- dimentologiques susceptibles d'intervenir ainsi que les conditions de déplacement des vases (érosion, transport, dépôt), les mesure e variatiod s s turbiditéde n t certainee s s expérienceà s l'aid e traceurd e s radioactifs permettan mieue d t x comprendre s phénomènele e diffusiond s , transpor t dépô e ts sédiment de t s fins dane rivière,uun s n estuair unezonu o e e littorale.

Etude- B n laboratoire s s propriétéde e s physique s vasede s t e s de leurs comportements sous actionle s s hydrodynamiques Chaque typ e sédimend e t pélitique ayant dann milieso s u aqueux un comportement qui lui est propre, il est nécessaire de préci- ser par des mesures en laboratoire - identiques à celles précé- demment décrites - quelles sont les valeurs exactes des diffé- rents paramètres qui conditionnent les mouvements sêdimentaires Compte-ten e l'expériencd u e déjà acquis r certainepa s laboratoires - dont le L.C.H.F. - ces mesures peuvent être effectuées assez rapidement et pour des sommes faibles (2 mois d'étude - Prix = 150.000 FRF).

s modèle de - Etud r C su se réduits physique mouvements de s s sëdi- mentologiques Les progrès effectués dans ce domaine grâce à une très bonne fi- délité dans la représentationdes vases par des matériaux ayant aux échelles les mêmes propriétés physiques et le même comportement sous les actions hydrodynamiques permettent d'obtenir des résultats très valables pour : - mieux comprendre les interactions entre fluide et sédiments, - reproduir s phénomènede e s connus, - prévoir une évolution à plus ou moins long terme, - trouver des solutions permettant d'améliorer les phénomènes.

Près de 200 études faites en modèle sur des vases apportent la preuve de la validité de telles recherches si elles sont parfaitement menées. Leur prix varie suivant les difficultés rencontrées entre 1.200.000 et 2.000.000 FRF et leur durée entre 1 et 2,5 ans

54 Etud- modèler D su e s mathématiques s étudeCe s permetten e représented t r assez fidèlement l'ensemble des phénomènes hydraulique sy compri phénomènes le s e densitd s é a salinitél à s dû . Elle e sons n encor pa t e complètement opéra- tionnelles pou a reproductiol r s phénomènede n s d'envasement tout au moins en-dehors des cas extrêmement simplifiés d'écoulements ré- guliers a deux dimensions. On dispose par contre d'outils mathématiques assez performants pour étudier la diffusion d'un polluant en dissolution dans les eaux modèles Le . s ERICA utilisés pour l'étude hydrauliqu t d'ine e - trusion saline dans l'estuaire de la LOIRE en est un exemple : il s'agit d'un modèle multicouche qui prend en compte les courants de densité et toutes les conditions d'écoulement non permanent . e mêmeD modèle l , O permeOK e e calcul t s niveaude l x s d'eade t e u courants dans les régions côtières et calcule la diffusion des polluants dissouts. Ce modèle est en cours de perfectionne- ment pour l'étude du Hchamp lointain" des polluants rejetés par e centralun e nucléair n prenane n comptee t n plus phénoe , de s - mènes hydrauliques des courants, marées... ceux des actions des vent e surfaced s s forcede , CORIOLIe d s s échangede t e S s thermiques.

Dans l'état actuel, on peut dire que des progrès très sensibles é obtenuét t on s dan a connaissancl s e l'hydrodynamiqud e - sé s de e diments fins susceptibles d'être entraînés par les eaux dans les rivières s estuairele , s zonele t se s côtières maritimes. De nouveaux efforts doivent être entrepris pour améliorer encore s connaissanceno t obtenire s s grâc x modèleau e s physique- ma t e s thématiques e bonnun , e prévisio s risquele r ssu n d'accumulation des vases polluées dans certains secteurs particulièrement vulné- rables .

55 MESUR DEBITE ED S SOLIDE ECHANTILLONNAGT SE E

A. CAILLOT Service d'applications des radioéléments, Offic rayonnements de e s ionisants, Commissaria l'énergià t e atomique, Centre d'études nucléaire Saclaye sd , Gif-sur-Yvette, France

Abstract-Resume

MEASUREMEN F SOLITO D FLOW RATE D SAMPLINSAN G Given the fact that very fine sediments are carriers of numerous pollutant products, in order to be able to ensure realistic and vigilant control of the aquatic environment we have to take into account sedimentary transport. e movemen Th o naturat e f sedimento du tl e b event y ma ss (currents, swell, winds), or to human intervention (dredging, emptying of dam reservoirs, releas o f wasteforth)s o e d an s. Their circulation t timea , s highly complex, especially in estuaries, may alternate with periods of rest - and therefore period f accumulatioo s f pollutanto n e fairl b whic- s y yhma long. Despite the plethor availablof a e method techniquesand s amountthe , sedimenof s t transporte n suspensioy drifi b d r o t e verar n y difficul o assesst t e Th . physico-chemical nature and the behaviour of these substances in water makes it awkward to select samples, in space and time, for the purpose of analysis, The sampling should be carried out with the mechanical means suited to the circumstances and to the aim in mind. However, by taking into consideration the hydrosedimentary mechanism se hydrologistknowth y b n d sedimentolan s - ogists possibli t i s o improvt e e selectioth e e e monitoresiteb th o t f so n d as well as to choose more carefully (and therefore to limit) the samples to be analysed. Environmental monitoring may thus be performed more efficient- ly and at lower cost.

MESUR DEBITE D E S SOLIDE T ECHANTILLONNAGSE E Etant donné que les sédiments très fins sont porteurs de nombreux produits polluants t nécessairees l i , , pour êtr n mesure e garantid e n contrôlu r e réalist t vigilane e u milied t u aquatique e prendrd , n considératioe e s le n transports sédimentaires. Leur mis n mouvemene t peut être provoquér pa e des actions naturelles (courants, houles, vents), ou par des interventions humaines (dragages, vidanges de retenue de barrage, rejets, etc...). Leur circulation, parfois très complexe, en particulier dans les estuaires, peut être entrecoupée de périodes de repos - et donc d'accumulation de polluants - plu moinu o s s longues n dépiE .u gran d t d nombr méthodee d e u techniqueo s s disponibles s quantitéle , e sédimentd s s transporté r charriagpa s n suse u -o e pension, sont très difficile à estimers a naturL . e physico-chimique l t e comportemen s matièrece e d t s dans l'eau rendent délicat a sélectionl e , dans l'espac e tempsl t s échantillone de , à préleves x finau r s d'analyses Ce . prélèvements doivent être réalisés avec des moyens mécaniques appropriés aux circonstances et aux objectifs. Pourtant, en prenant en considération les mécanismes hydrosédimentaire shydrauliciens connule - r sé pa ss le t e s dimentologistes, il est possible de mieux sélectionner les sites à contrô- ler e choisid , r plus judicieusemen t don e te limiter d c s échantillonle , à s analyser. La surveillance de l'environnement pourrait être plus efficacement obtenu n moindru à e e coût.

57 1. IITRODUCTIOM.

Puisqu s sédimentele s fins sons supportle t s physique dont vecteurs se le c s de nombreux polluants, il semble judicieux, pour assurer un contrôle efficace de la qualité du milieu aquatique, de prendre soigneusement en considération la circulation de ces matières solides dans les fleuves, les estuaires et le long du littoral.

De plus, l'estimation de la contamination du milieu naturel est le plus souvent exprimé concentration e n d'élément unitr , pa volum e massee éd d u eo , alors qu'une appréciation plus réaliste demanderait aussi la connaissance du flux de polluant. BTotion qui demande la détermination des débits liquides et solides.

L'appréciation de la pollution par l'intermédiaire des sédiments fins, signifie que l'on est en mesure de répondre à de nombreuses questions:

Comment sont transporté s sédimentsle quelln E ? s e quantit vont-ilu O ? é e es déposer et s'accumuler ? Quand et comment les prélever afin que les échantillons soient représentatif significatift se s d'une pollution éventuelle?

2. L'ORIGINE DES MOUVEMENTS SEDIMENTAIRES.

Les sédiments sont principalement mis en mouvement dans les fleuves, les estuaires et les mers,

- par l'action des éléments naturels, l'interventior pa - l'hommee nd .

2.1. Action_des_éléments_naturel: s

Sous l'actio courantss nde houless ,de clapots ventss ,de de s sédi, s, le - ments sont mis en mouvement. Ils se transportent par charriage et/ou en suspension, (voir égalemen articles le t QUELENNEe sd MIGÏÏIOT)t e C , pour ensuite se déposer et s'accumuler dans les eaux calmes : méandres, bras morts, retenue barragee d s , bassins portuaires, baies, etc..., pour être ensuite en partie, et après un temps de repos plus ou moins long, remis en suspension lor cruess sde tempête s travaus ,de de u dragagee so xd . Dans les estuaires soumis a l'action des marées, l'intrusion saline et la compétition qui existe entre la poussée maritime d'une part débie el t t fluvial d'autre part, entraînen variations de t vitesse sd e de courants dans l'espace et le temps. Cette situation provoque un blocag sédiments ede s fins dans l'estuaire n'es Il .n sonpartiele qu t - lement expulsés lors des crues. Si l'amplitude de la marée est grande, forme s n nuagl eu i particulee ed suspension se n don turbidita l t t es é généralement Lorsqu. inférieur 1 courants g/ ele 1 eà s engendrér spa maréa l e sont faibles mêmes ,ce s matériau déposene s x t sous forme ed lentille ,dan) vase chenaus sd s sle el le g concentréu O xo hO à 0 (1 e dépressions du lit estuarien. Ainsi, localement et périodiquement, il y a, par un processus naturel, une reconcentration importante de la pollution.

58 2.2. Intervention

A ces événements naturels s'ajoutent les interventions discontinues de l'homme : travaux de dragages, rejets, extraction et lavage de gra- nulats, vidange des retenues de barrage qui entraînent des matériaux concentré grandee d r su ss distances.

3. DETERMINATION DES DEBITS SOLIDES.

L'examen en laboratoire des propriétés physico-chimiques et rhéologiques des sédiments (voir article de MIGNIOT), permet d'esquisser le comportement hydrodynamique de ces matériaux dans des conditions hydrauliques connues.

La détermination des débits solides repose, comme cela est fréquemment le cas lorsqu'aucune technique ne donne réellement satisfaction, sur des méthodes ou des procédés multiples allant du calcul mathématique aux mesures directes in-situ par des méthodes eulériennes ou langran- giennes.

3.1. Çalcul_des_débits_solide: s

Les équations, (voir aussi article QUELENNEe sd MIGIIOl)t e C , sont soit purement théoriques, soit semi-empiriques et, dans ce dernier cas, elles ont été mises au point dans les conditions très idéales d'un canal hydraulique, difficilement comparable celleà s s d'une rivière. Ces équations reposent sur des concepts différents : force tractrice s'exerçant sur des particules, turbulence du fluide, ou bien énergie cumulée dissipé miliee l r eupa (cahoule)a l e sd .

Certaines formules (EINSTEIN) prennent en considération la distribution granulomêtrique des matériaux et aussi le rôle protecteur des grains les plu plus sle s gro r finssu s .

Les équations sont très différentes les unes des autres selon la natur matériauxs ede . Ainsi remisa ,l suspension e sédiments nde s cohésifs (inférieurs à 0,0^ mm), est fonction de la concentration du dépôt sêdimentaire et non pas de la taille des grains ou de leur densité apparente dans l'eau.

Ces relations sont également différente transpore l i s t sêdimentaire est assurcourann u deuhoulea s r l bieéu ce pa xto r i typen.pa S s d'actions sont simultanées, il n'existe pas, actuellement, de méthode de calcul.

L'hydraulicie e sêdimentologistl t ne e disposent donc d'u t impornlo - tant d'équations pour estimer les transports de sédiments connus dans des conditions hydrauliques définies. Mai constatn so e que, poun ru même typ matériaue ed pout mêmes e x rle s caractéristiques hydrauliques et fluviales, il existe des écarts considérables entre les volumes transportés calculés par ces différentes formules (Fig. 1, 2 et 3). Ceci provient aussa difficultl e id mesuree éd r certains paramètres, des marges d'incertitude sur les mesures, mais aussi du choix, par les auteurs, des valeurs données à des "constantes" intervenant dans ces formules [1].

59 Les modèles mathématiques sédimentologiques, "bien qu'en progrèse ,n présenten s encorpa t e l'intérê modèles de t s numériques prévisionnels, donnan e cham l tcourants de p s dans l'espac tempa dispere l l u t so e - siorejets nde s liquides.

3.2. Utilisation_des_modèles_physique: s

Comme poumodèles rle s mathématiques indispensablt es l ,i disposee ed r d'une très bonne connaissanc phénomènes ede s naturels modèles .Ce s physiques permettent de prévoir l'évolution des fonds et d'étudier les solutions (construction d'ouvrages), pour réduire des tendances qui seraient néfastes, comme par exemple l'érosion d'une côte ou l'envasement d'un port. Mais l'utilisatio outit ce le nd repos r su e représentativita l maquetta l e d é e ave naturea l c . C'es~ n contrôlu c e qui doit reposen ensemblu r su r phénomènes e ed tarage .C e peut être efficacement réalisé, dans certains cas, en utilisant simultanément des traceurs radioactifs en nature et dans le modèle : les lois de transport doivent alors être identiques [3].

3.3. Le_s_mét_hodes_euleriennes :

L'utilisatio piègee nd sablà s e disposé fone l relevét e dr su s s pério- diquement pour analyse matériaus rle x recueillis, condui résuls de à t- tats dispersés, ponctuels et criticables, en raison de la perturbation du régime hydraulique au niveau de l'interface eau-sablé apportée par présenca l l'appareile d e .

L'observation périodiqu comblemenu ed t d'un ouvrage (retenu barragee ed , chenal, fosse r comparaiso)pa plane nd sondagese sd méthod e un t ,es e intégratrice globale (charriag suspensiot e n décantée), donnant souvent de bons résultats, mais discontinus dans le temps. Ces informations peuvent être utilement complétées par un enregistrement permanent, mais local, de 1'engravement au moyen d'une jauge nucléaire.

La mesure de la concentration des particules en suspension est souvent nécessaire en période de crue ou de tempêtes. Mais il est alors très difficile, sauf aménagements spéciaux [4] mainteni,e d bouteille run e à prélèvement ou un appareil à une profondeur constante dans les flots tumultueu encombrét xe s d'objets divers.

Les dispositif diffusioà s absorptiou no lumièree nd , sont souvent fragiles et très sensibles aux salissures, et rarement utilisables au-delà du gramme par litre. La taille, le nombre de particules et parfois la coloration du milieu par des corps dissous, sont des paramètres influants sur la qualité des mesures.

jauges Le s nucléaire turbidite sd é complètent cette gamm disposie ed - tifs, lorsque les concentrations sont supérieures au gramme par litre. Mais leur utilisation surtout ,e t l'interprétatio résultatss nde , doivent être confiée spécialistess de à s raison ,e phénomènes nde s d'interaction rayonnement-matière, qui peuvent influencer les mesures variations de a s'iy lcompositioe sd n minéralogique.

Quoi qu'il en soit, les variations de turbidité peuvent être suffisamment importantes dan même s un mêm en u journéer su site t e , pour qu'elles ne puissent pas être observées en ne procédant qu'à quelques

60 prélèvements épisodiques. Seul l'enregistrement continu (Fig, .4) peut permettre une appréciation convenable du débit solide.

3.^. Mesures_lagrangiennes :

Ce sont essentiellemen méthodes le t s utilisan traceurs le t s radioactifs sédiments .Le s (galets, sables, vases) marqué radion u r -spa nucléide choisi parmi un large éventail (tableau 1),permettent de mesurer directement in-situ et périodiquement le déplacement des sédiments [5].

Leur emploi reste limité dans l'espace (quelques kilomètres)e l t ,e temps (quelques an) n heuremoiu x .u si so L'expériencà s réalisét es e e e danconditions qu de s s expérimentales choisie r portane n su t e e s qu t des catégories restreintes de particules ne représentant pas toutes les classes granulométriques des sédiments en place.

Le grand avantage de cette méthode est d'obtenir des résultats qui représentent toute actions sle s hydrauliques matériaue subiel r spa - traceur entre deux prospections. Son emploi permet de sélectionner et d'étalonne lois transporre le sd mieus le t x adaptée n situ a se donné.

k. ECHANTILLONNAGE.

D'une part s transports,le , dépôt remiset e s suspension e s s sédimentnde s alternent, au gré des événements hydrologiques et des interventions humaines.

D'autre part, la composition (argiles, matières organiques, colloïdes, etc...) propriétés ,le s physique chimiquet e s matériauxs ce e d s , leur donnen propriétés de t s rhéologiques particulières peuvens .Il t être fluides, plastiques ou solides, selon leur degré de compaction et leur âge.

Ainsi prélèvements conçoin ,o de e qu t s effectué hasardu sa , dans l'espace tempse el t avet moyens ,e de cn appropriés sno , peuvent conduirs de à e résultats don validita l t é peut être très discutée. h.1. pù_et_quand_£rélever ?

Le lieu et l'instant du prélèvement ne peuvent être choisis que si l'on connaî s circuittle circulatioe sd sédimentss nde . Ceux-ci sont parfois d'une très grande complexit particulien e : é r dans sle estuaires où la même particule sédimentaire peut, selon l'époque de l'année, se trouver alternativement à l'amont ou à l'aval de l'estuaire [1] tempe .L séjoue sd r d'une particule polluée [6], dann su secteur donné et pour un débit fluvial connu, doit être estimé, afin de savoir si cette particule a été ou non en contact avec la pollution incriminée.

Les zones de dépôt, et donc d'accumulation des polluants, doivent être repérées pour être soumise e surveillancun à s e accrue. Autrement dit a datl ,prélèvemenu ed t doit être décidé s'appuyann e s le r su t fonction transfere sd polluanu d t t depui originn so s e jusqu'au point de prélèvement.

61 connaissanca L a distributiol e ed temps nde séjoue sd r e d d'u t nlo particules dan e sectionsun essentiellt ,es e pour établi modèln ru e prévisionnel d'échantillonnage. C'est à partir de telles études que l'on peut savoiéchantillon u i s r n prélev lien u n uée donné, représente régimn u e permanen n étau tu o ttransitoire techniques .Le traceure sd s sont particulièrement bien adaptées pour atteindr objectifs.[5-6]s ece .

U.2.1. Les_sédiments_en_sus£ensio: n

Le volum a durél prist e e d e d'échantillons sonparamètres de t s souvent négligés. Si la turbiditê est faible, il est nécessaire de prélever par pompage, des volumes importants (100 1), pendant une duré l'ordre ed minute0 2 e ed s [7] pertes .Le charge sd e dans sle canalisations doivent être limitées ,crées poupa triag n ru e r n e granulomêtrique.

Cette méthode peut être efficacement remplacé l'emplor epa cene id - trifugeus circulatioeà n embarqué borea d d'un bateau. Ainsin ,o peut recueilli masses rde s sédimentaires plus importantes.

Dans zonesle forteà s s turbulences bouffées ,de turbidite sd ê peuvent localement et périodiquement se former. Les bouteilles à prélè- vement instantané ne sont alors pas un dispositif adapté pour recueilli échantillonss rde .

k.2.2. Les_sediments_dêpose: s

Les techniques disponibles permetten recueillie d t sédimentss rde , faible un soir esu tépaisseur épaisseurs ,de soir su t s plus grandes.

Les dragues permetten prélèvements de t n surfacese .

Les bennes à mâchoires articulées fournissent des matériaux prélevés plusieurr su s centimètres, selo poide nl l'engie d srigidita l t ne é du fond.

Les carottiers découpent des échantillons verticaux, plus ou moins déformé e sédimenl i s t n'es s consolidétpa . Certain derniers ce e sd s dispositifs sont suffisamment élaborés pour fournir des échantillons donnant toute garantie] [8 .

Selon la technique utilisée, le résultat de l'analyse de la pollution peut être complètement inversé. Par exemple, un prélèvement à la benne (donc en profondeur) peut diluer la pollution de la couche sêdimentaire superficielle récente dan volumn su sédimene ed n no t contaminé, car sous-jacent.

Les analyses doivent ensuite être faites pour être comparées entre elles, sur des classes sédimentaires identiques.

5. CONCLUSIONS.

La surveillance de l'environnement aquatique par la mesure de la pollution des sédiments fins, suppose la connaissance précise des mécanismes hydrosédimentaires, et de la circulation des sédiments dans les fleuves s estuaires le localisatioa l u o e d t ,e zones nde s d'accumulation, etc...

62 C'es informationpartis a t ce momente s rd lieus le le t s e xe sde squ prélèvements peuvent être décidé utilisann se moyens tde s appropriés aux circonstances et aux objectifs.

C'est par un rapprochement entre les disciplines différentes, que le contrôle nécessaire du milieu aquatique naturel pourra être très fortement amélioré.

C'est ainsi que les zones à surveiller pourraient être plus efficacement sélectionnées, et le nombre d'échantillons à analyser diminué, en préle- vanéchantillons de t s plus judicieusement choisis.

La validit mesures éde serain e s t renforcé moindrn u eà e coût.

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64 TABLEAU

LISTE DES PRINCIPAUX RADIOELEMENTS UTILISES EN SEDIHENTOLOGIE

198 182 113 14? 170+181Hf 192 46 „ 65 110R Isotopes In Au Nd % Ir Se Ta Zn Ag 0,07 Période en jours 2,7 11 27 40 et 70 74 245 253 (100 mn) 84 111

spectre spectre spectre spectre complexe spectre spectre V EnergiMe n e eY 0,3 0,41 complexy ee d % 9 complexe 0,9 complexe 0,32 de 0,1 complexe complexe E = 0,26 0,3= 6 E 1,1 1 , 1 MeV moy V Me 5 0, à mo y E mo y = 1 Os X X marquage (bakélite) (vase) X X X X X X (vase) (vase) (vase) (galets) (vase) (galets) (vase) (sable)

forme s verre activable X X X X X X X X d'utilisatio n modèle mouvement mouvemen t mouvement mouvements Domaine d'emploi hydraulique e vasd e mouvement de vase mouvement mouvement voir double mouvement en sédimentologie à fond de sable de vase de sable de vase de galets marquage de galets et de et de et de sable et sable mobile sable sable de vase Débit solide

s g (t/m) + 11, 6

MEYER-PETER EINSTEIN-COLBY

Août Sept. Oct. Nov

FIG_ ! . Débit solide par charriage : comparaison de quelques équations théoriques ou semi-empiriques en fonction du temps (débit liquide). Etude faite sur le fleuve IVAI (N.W. PARANA - BRESIL) paWILSO. rG H.TN- . RODRIGUE SCARE. J - S S

66 gs(t/m) Débit solide

iNGELUND-HANSI N

10 ENGELUND

GONTCHARO\

10 traceurs radioactifs

Débits solides par unité de longueur Périod u 14/04/7ed 10/05/7u 5a 5 Fleuve IVAI-Section NOVO PORTO TAQUAR2 Projet Nord-Oues PARANA-BRESIu td L (WILSON G., RODRIGUES H.T.., SCARES J.)

-l 10 1U »III II | Hill M i I H Avril 1975 Mai 1976

FIG, 2

Débit solid charriagr epa comparaiso: e quelquee nd s équations théoriques avec résultats obtenus avetraceurs cde s radioactifs.

Etude faite sur le fleuve IVAI (N-W PARANA - BRESIL) par G. WILSON - H.T. RODRIGUES - J. SCARES

67 «0^

ca)

1977

»txs wn.i«

n e s n d Ä^tA n M d

FIG. 3

Debj t solide paj: cliai'ric ge en mer : comparaison entre diverses équations théorique résultatt se s expérimentaux minimut me maximum, obtenus avesables cde s marqué Scandiuu d r . spa 84 m

Etude réalisée en mer - Baie de SWANSEA, par HEATHERSHAW et HAMMOND Marine Geology 42 (1981) 75-104

68 Amp! ituda de la i

Sali \ité

Sal .nité

Sa!inité * *• - 10 \y ^AA Turbt Laite Turt idite

Con :entr îtion _^mi

10 12 14 16 18 20 22 24 heures

FIG. 4 - Mesure en continu de la turbidité dans un estuaire au moyen d'une jauge nucléaire. On remarquera les"bouffées" de turbidité difficiles à appréhender par des prélèvements instantanné t ponctuelse s . Etude réalisée dan a l GIRONDs E (FRANCE. MEYERG . r HOSLI . R CAILLOpa ,A ) t Ne T (CEA/SAR) LES LOIS PHYSICO-CHIMIQUES D'INTERACTION ENTR FLUIDN ESOLIDU N U T EE E

D. SCHWEICH Laboratoire des sciences du génie chimique, Centre nationa rechercha l e ld e scientifique (CNRS), Ecole nationale supérieure des industries chimiques, Nancy, France

Abstract-Resume

PHYSICO-CHEMICAL LAWS GOVERNING SOLID-LIQUID INTERACTION Physico-chemical interactions between solutee aqueouth n i ss a natphas d -an e ural soli e describear d n termi d f fouo s r type f mechanismso s : linea r nono r - linear adsorption, ion-exchange, precipitation/dissolution, and chemical reaction. Emphasis is placed on the qualitative differences in behaviour implicit in these mechanisms, attention being drawn to the respective roles of thermodynamics and kinetics. On the quantitative plane, simple theoretical models (and ones that can be used) are presented in parallel to experimental protocols necessar r measurinfo y e interactioth g n parameters s pointei t I .d out, in particular, that the concept of the distribution coefficient (K.) is only an empirical approach to problems which could easily be "debunked" by means of more realistic, yet at the same time simple, models.

LES LOIS PHYSICO-CHIMIQUES D'INTERACTION ENTR N FLUID U EN SOLID U T E E Les interactions physico-chimiques entre des solutés en phase aqueuse et un solide naturel sont présentée u moyea s e quatrd n e classe e mécanismesd s - 1' : adsorption linéair u nono e , l'échange d'ions a précipitation/dissolutiol , n et la réaction chimique. On insiste sur les différences qualitatives de comportements impliquée s mécanismece r pa s n attirane s t l'attentio e rôll er su n respectif de la thermodynamique et de la cinétique. Sur le plan quantitatif, des modèles théoriques simple t utilisables(e s ) sont décrits parallèlement aux protocoles expérimentaux nécessaires à la mesure des paramètres d'interaction. On retiendra en particulier que la notion de coefficient de distribution (K, ) n'est qu'une approche empirique des problèmes qui pourrait être aisément démystifiée au moyen de modèles plus réalistes et néanmoins simples d'emploi.

I-INTRODUCTION :

La description microscopique détaillé interactions ede s entr solidn eu e et un fluide naturel se heurte à de nombreux obstacles dont les principaux sont : x la complexité des solides naturels qui ne répondent pas à une formule e chimiqustructurun à u eo e physique unique, x la diversité des solutés qui peuvent se fixer, a le coût financier, et surtout en temps, d'une expérimentation fine qui interdit souven actioe tun n concrèt maîtrisee d rapide t e vu n re ou de prévoir l'impact d'une pollution.

71 Ces obstacles amènent inévitablement à abandonner temporairement une approche analytique très fine du phénomène pour se tourner vers l'approche systèmique. Cette deuxième attitude consist retenie n e a à l lois rde e s d nature que celles qui ont un pouvoir explicatif très général et permettent de distinguer des CLASSES de comportements. A titre d'exemple, de nombreuses isothermes d'adsorption sont représentée lois Langmuie de sd r e d spa u ro Freundlich bien que les hypothèses contraignantes sur lesquelles elles reposent ne soient pas vérifiées dans la pratique. On abandonne ainsi des contraintes théoriques au profit d'une représentation quantitative simple qui s'accorde ave réalita l c é expérimentale. Afin de garder présente à 1'esprit cette approche systëmique , nous parleron loie sd s d'interaction PHENOMENOLOGIQUES sans faire référencx eau mécanismes microscopique peuveni squ êtrn te l'origineeà . Dan premien su r temps, nous passerons en revue celles qui nous semblent être les principales responsables des interactions fluide-solide dans les milieux naturels. Nous verrons ensuite les contraintes et les méthodes expérimentales que leur détermination quantitative implique. Enfin, nous donnerons un aperçu de leurs manifestations lorsqu fluide el e s'écoul solide l r esu e avee cun variation de la composition dans le temps.

II-LES LOIS FONDAMENTALE: S

Lorsque l'on met en contact un fluide et un solide, leurs compositions respectives ne sont généralement pas compatibles avec les lois de la thermodynamique. Pendan certain tu n temp solutés sde s passent d'une phaseà l'autre, puis la composition finit par s'équilibrer à une valeur stationnaire. Cette constatation reflèt deus ele x premières classe loie sd s d'interaction : K La LOI THERMODYNAMIQUE D'EQUILIBRE entre les phases qui décrit la composition du milieu lorsque l'ETAT stationnaire final est atteint. x La LOI CINETIQUE qui décrit 1 ' évolution de la composition des phases ver compositioa l s n d'équilibre. Ces lois ont la propriété fondamentale d'être INDEPENDANTES de l'histoire des phases en présence et des moyens expérimentaux utilisés pour les étudier. Par contre, ces moyens et ces lois CONDITIONNENT entièrement l'histoire passée, présente et future des phases : c'est ce qui rend leur détermination indispensable.

II-l-LES_LOIS_D_|_EQyiLIBRE_

II-l-l-VARIABLES_DE_DESCRIPTION_DE_CHAQyE_PHASE :

: dan a phassl e fluide- , elldéfinit es e e comme ed coutum moln e r unit epa volum e d é e fluid- ed so sert e e l ar notéSu . eC lide elle est généralement définie en mole par unité de masse de solide ; nous la noterons C. On gardera à l'esprit les différentes unités de ces concentrations . ka_N^OI*MALITE_IONIQy) 2 ceE: tte grandeur n'est défini poue n equ ru ion. C'est le PRODUIT de la concentration de l'ion par le nombre de charges qu'il porte phasn .E e fluide (resp. solide notera l n )o aN (resp L'u. ) .N - nité de normalité ionique est L'EQUIVALENT ou le MILLIEQUIVALENT par litre r grammeoupa r exemple.Pa e solutio, un mole r litrun epa nà CaC e e d l contient : mole/litr1 se e calciumed , moles/litr2 x e chlorureed , a 2 équivalents/litre de calcium et de chlorure. 72 ___: c'est encore une grandeur propre aux ions. Elle est semblable aux titres (ou fractions) molaires : c'est le rapport normalita dl e normalita l é à d'u n nio é totale d'une phase. C'esn tu nombre sans dimension différen titru td e molaire a somm .L fractions ede s ioniques dans une phase est égale à un en vertu de la définition. Elles seront notées x et x. 4) Si N est la normalité totale du fluide, N„ la normalité totale du solide et z, la valence d'un des cations, on a les relations suivantes :

(1) N. = z. C. = N x. 1 0 1 1 i

. x 5 = . C . z = . (2N ) i il Ei 5) ^activité : c'est la grandeur thermodynamique qui figure dans la loi d'action de masse. C'est un nombre sans dimension dont la définition dépen choiu d x d'un éta référence td e arbitraire solution E . n diluée ellproportionnellt ees concentrationa l eà . C'es raisoa tl n pour laquelle beaucou loie pd s d'actio masse nd e sont exprimée concentrationn se s (hy- pothèse d'idéalit solution)a l e éd . L'activit substanca l e éd eA ser a notée (A) . [l] 6) D'une manière générale, la loi d'équilibre est représentée par une relatio forma l e : end

f (compositio = (3C ) fluideu nd )

Cette loi doit s'accompagner de la température à laquelle elle s'applique. On l'appelle souvent isotherme d'équilibre fonctioa .L bijectivet es nf , c'est-à-dire qu'à une composition d'une phase ne correspond qu'UNE SEULE composition de l'autre phase. On trouvera dans l'ouvrag Guggenheie ed exposn u ] é[Y m très complet des notions fondamentales de thermodynamique. Dans [2,3J figurent les mé- thodes classique corrélatione sd activités sde s ave compositioa l c n d'une solution aqueuse d'electrolytes.

II-l-2-L_^ADSORPTION :

x L'isotherme linéair: e

(4) c = KG d l'uniqut es K e paramètre constanappelt es t ée cette td coefficieni lo e t de partag distributione d u eo diver s montr) le (4 .e se qu solutés présents s'adsorbent indépendamment les uns des autres. C'est une circonstance assez rare qui rend cette loi peu applicable sauf en solution très diluée (lo Henry)e id entenn .O r solutiodpa n diluée solutioe ,un u l'uno s nde solutés adsorbable largn e t es es excè s devan autress tle a simplicit.L é de la relation (4) NE DOIT PAS être une raison de son emploi. Signalons que l'on appelle fréquemment C/C coefficient de distribution qu'il soit constan nonu to . x L'isotherm Freundlice ed ] [4 : h

n KC = (5C )

puissanci C'eslo e tun deueà x paramètre illustré) n t e K ( se figur. 1 e x L'isotherme de Langmuir : [4]

73 1 23456

FIGURE 1 : A gauche, isothermes de Freundlich illustrées qualitativement en unité arbitraire .droiteA , isotherm Langmuie ed r pou solutn ru é unique ,- tracé sous forme adimensionnelle.

(voir figure 1] (6) C = K,C/(a 1 + KG) C'est probablement la loi la plus utilisée car elle s'adapte à de nombreuses situations : Elle contien d'équilibri lo a tl e . linéair) 0 = K ( e Elle s'adapte facilemen plusieurtà s solutés sons nombril u t a i .S e de deux on écrit :

) KC + C K + d C/ K = (6-1 C )

(6-2) C2/(l

Ces différentes relations sont essentiellement issues des théories de 1' adsorption gaz-solide [4] et doivent être réservées à la fixation de molécules non ioniques ou peu polaires. On trouvera dans [5J une étude très complèt adsorptio' 1 e ed non-électrolytese nd 'adsorptio.L subse nd - tances ioniques nécessit recoure l e thermodynamiqua l sà e statistiquu eo à la théorie de la double couche électrique [.6/7J • Nous n'aborderons pas cette approche complexe qui peut souvent être remplacée par le mécanisme d'échange d'ions.

II-l-3-L^ECHANGE_D^IONS_: [&]

C'est sans contest processus de n eu s prépondérants daninteractions sle s entre fluide solidet se s naturels pour deux raison: s x Toute sorte de cations sont présents dans les eaux naturelles et, hélas, dans les pollutions. argiless Le K plus ,le s anciens matériaux échangeurs d'ions connus, sont toujours présentes dan soln su outrn E . nombreusee ed s substances issue dégradatione sd s biochimiques sont auss échangeurs ide s d'iona (l s tourbe par exemple) . Dans ce qui suit, nous allons décrire les lois d'échange de cations les plus simples. Ces résultats se transposeraient sans difficulté à l'é- change d'anions.

74 Un matériau échangeu catione rd constitut ses é d'une matrice solide insoluble comportan charges tde s négatives compensée cations de - r smo pa biles. Considéron ssolution e deu x B désignet cationne t e r sA spa A et B sur le solide. L'échange entre la solution et le solide est représent relatioa l r épa n stoechiométriqu: e

P+ q+ P+ q+ (7) qA + PB = qA + pi

(7) est une REACTION D'ECHANGE en tout point analogue à une réaction chimique. Trois grandeurs en décrivent le déroulement : normalita 1L ) é total cationn e s échangeables. ,N 2) La normalité totale du matériau échangeur ; elle est appelée CAPACITE D'ECHANGE, N , et mesure la quantité de charges échangeables. Pour un é- changeur donné c'es CONSTANTe tun E indépendant conditions ede s expérimen- tales éventuelle .Un e variatio capacita l e nd é d'échange dénot modie eun - fication chimique (comportement d'acide faible) ou physique (flocculation/ dispersion) du matériau échangeur et reflète une interaction fluide-solide en concurrence avec 1'échange ionique. compositioa 3)L fluidu nd e SEULEdéfinis le r S epa fraction s ioniques. sous-entenn O d normalit a l ains e iqu é totale paramètrn n'esu s tpa come ed - position rôln .So e ser séparémentu av . A partigrandeurss ce e rd , l'équilibre d'échang caractérist ees r épa des COEFFICIENTS DE SELECTIVITE. Ils peuvent être définis de deux façons : termen e normalitée x sd : s

N Ng NP (8) K = »ï

termen e x fractione sd s ionique: s -q p X X X = K (9) q -p XA XB

structura l t on loie ) ed relations (9 s Le t d'actioe ) (8 s massee nd , mais n'en sont pas : les coefficients de sélectivité ne sont pas des constantes thermodynamique varient se t aveconditions le c s expérimentalese .C sont toutefoi seules sle s grandeurs facilement mesurables. Pou échangn ru e entre deux ions (échange binaire) leur illustration graphique est simple et avantageuse : 1 ) fixét constituen) Quanrelationes s (9 ele t dN e ) équatioe (8 stun n a courbL . ) e x illustrativ - 1 implicit= x ( cette ed - ex ere entrt e ex lation s'appelle ISOTHERME D'ECHANGE (figur ell; uniqut ) es e2 e tempéeà - rature ET normalité totale données. L'écart entre l'isotherme et la première diagonale du carré est une image des différences de composition entre le liquid solidee l t e . Lorsqu eN augmente, l'isotherm déplace s e génét e - ralement se rapproche de la première diagonale ( K tend vers 1). Cet effet est particulièrement marqué pour des cations de valences différentes. 2) L'expérience nombreusemontre d e equ s situations s'accomodent d'un coefficien e sélectivittd é indépendan compositioa l e td normalite un nà é N donnée (figure 2). Ce ne doit pourtant pas être une règle générale car : x certaines isothermes possèdent un point d'inflexion, x d'autres recoupen premièra tl e diagonale.

75 -A-

»K-5c(l-x) x (1 _ x)

0 0 3C

-B-

OCK

K.Q5

0 0

FIGURE 2 : Isothermes d'échange binaire avec facteur de sélectivité K constant. référence d choisin O n io fractioe n ted u n ioniqu fractioa L . ex n ioniqu 1-x t l'autre échange: d es A .n eio e entre deux ion même sd e valence (exemple potassium-sodium). B : échange entre un ion bi- valent et un ion monovalent (exemple : calcium-sodium). Dans les deux cas on a porté la fraction ionique de l'ion monovalent.

76 0

FIGUR Isotherme: 3 E s d'échange pouions rde s homovalents ave facteun cu e rd sélectivité variable avec la composition à normalité totale de la solution fixée. Courbes déduites de la relation (10) avec a = 1.609 (=Ln5 variableg t e ) retrouvn o .0 Pou = courba figura l e3 rl e ed e V 2 correspondant a K = 5.

Dans de telles conditions K est nécessairement fonction de la composition. On peut alors souvent utilise corrélatioa l r n suivant: e

(10) Ln K = ax + ou Ln K = ax + a et ß étant deux constantes à mesurer. On obtient des isothermes comme cellea figurl e . sd 3 e Enfin, pour l'échange entr cation eu n monovalen n catiou t - e ndi t1 valen Gapoe signalon, d t2 i : n lo a sl

/N, (11) G = = constante

Outre l'excellent ouvrag Helfferice d e h pourr|J8n o J, reportee as rà [9,10] pour l'étude des échangeurs naturels. Des approches théoriques de la variation du coefficient de sélectivité avec la composition ou la normalité sont données dans [_8,ll]. Des versions simplifiées et pratiques de ces approches sont données dan 12,13][ s .

77 II-l-4-LA_PRECIPITATION_ET_LA_DISSOLOTIO: N

présenca L carbonate d el so dan calciue n ed su magnésiue d u mo m (cal- cité, dolomie) et de sulfate de calcium (gypse) peut provoquer la précipi- tation de cations de métaux lourds ou alcalino-terreux. Parallèlement, l'acidification d'un naturellu ea e e peut provoque dissolutioa l r minée nd - raux en place ou même redissoudre les cations ayant précédemment précipités. On voit ainsi l'importance d'une description convenabl phénomèness ce e ed . L'équilibr solubilite ed é entrt n solides solutioa eu l n e t e i nqu saturée est régi par la loi d'action de masse. A la stoechiomètrie de la réactio dissolutioe nd : n

(12) AB = mA + pB m p est : adjoint i lo a l e

(13) P = (A)1" (B)P

Lorsqu concentrations le e sone sn s tro tpa p élevée gron (e ss inférieureà 0.05 mole/litre peun )o t utilise concentrations le r placa l activitéss sà ede , au moins poupremière run e estimatio compositioa l e nd n d'équilibre. Certains équilibres de précipitation (ou dissolution) dépendent d'autres équilibres. A ce titre, la solubilité de la calcite est illustrative et comporte : 1) l'équilibr e solubilited é proprement dit,

CO~+ ~ a CaCÇ = O

2) les équilibres d'ionisation de l'acide carbonique,

HCO+ + ~H = O HC

HCO~ = H + CO~~

3) l'équilibre de solubilité du gaz carbonique dans l'eau,

H= 2C0z 3ga 2 C0 + 0 2 H

formatioa l ) 4 complexee nd : s

CaCO OC + dissou a Ç s=

CaHCO* = Ca++ + HCO~

La description de ces équilibres de solubilité se trouve dans les ouvrages de thermodynamique classique Qj . On trouvera des applications à la dissolution de la calcite, de la dolomie et du gypse dans [2,3,14].

II-l-5-LA_REACTION_CHIMIgyE :

C'est elldoii equ t être invoquée lorsqu quantita l e é totale d'un soluté n'est plus conservée. Elle peut être d'origine très diverse (neu- tralisation acide-base, réaction biochimique, oxydoréduction, ou transformation radioactive difficilt es l i t )e d'en donne aperçn ru u général.

78 Nous dirons simplement qu'ell caractérisét ees r epa x une relation s toechiomë trique, x une loi d'action de masse [-y • Par exemple :

= K C B = A (14) + (A)

II-2-LES_LOIS_CINETIQUE: S

Elles viennent représenter la vitesse de mise à l'équilibre du processus étudié. Elles sont mesurée partisà r d'un flu transfere xd - ma e td tière entre phases ou d'un flux de transformation chimique rapporté à une unité d'extensité qui peut être le volume, la masse ou l'aire d'interface d'un phases ede s prise comme référence .titrA e d'exemple observn o i ,s n eu flux de transfert de soluté de F mole/seconde entre une masse de M gramme de solide de surface S et un volume de V litre de solution on peut définir la vitess transfere ed : r tpa

(15) r = F/M mole/seconde/gramme de solide

V F/ mole/seconde/litr= r (16) solutioe ed n

(17) r = F/S mole/seconde/mètre carré de solide

d'us nca Dan e l ssolid e poreux faudrl ,i a précise représentS i s r sura l e- face externe du solide ou sa surface totale incluant celle des pores in- ternes. Les relations (15), (16) et (17) montrent l'importance des unités choisies pour mesurer r. La caractéristiquvitesse un t ees e intrinsèqu l'interactioe ed t ne n egrandeurs dépende e qu d descriptio e sd milieu nd courn ue s d'interaction. On convient de la représenter sous la forme :

(18) r = kf (composition)

f traduit la dépendance vis-à-vis de la composition seule, tandis que k pren comptn e d e touautres sle s paramètres (température, turbulencu ed fluide...). Il est capital de noter que, dans la DEFINITION (18), le temps n'intervient pas explicitement : en aucun cas la vitesse n'est à priori la dérivée d'une concentratio rapporr npa tempsu ta n trouver.O dise -aun cussio problème c e nd e dans [jlS/l?]. La cinétique des interactions physico-chimiques est divisée en deux catégories : cinétiqua l a e chimique traitan lois vitesstde e s d réactions ede s chimiques, x la cinétique physique traitant des lois de transfert de matière entre phases.

II-2-l-LA_CINETIQUE_CHIMIQU: E

La vitesse d'une réaction chimique résulte généralement d'un mécanisme complexe impliquan intermédiaires tde s réactionnels don concentrations tle s ne sont que rarement mesurables. L'approche systèmique de la cinétique chimique consist négliges le choisià eà t e rlois vitessre de s d e simplifiées

79 qui ne satisfont que deux conditions : x elles représentent quantitativement les résultats expérimentaux, x elles satisfon contraintex tau s imposée r l'équilibrespa n .E particulier, lorsque ce dernier est atteint, la vitesse doit être nulle. En conséquence, d'après (18), on doit avoir :

f (composition(19) l'équilibrà O )= e

Ainsi, lorsqu solutioa el idéalet nes vitessa ,l e d'une réaction chimique telle que (14) peut être représentée par la loi simple :

(20) r = k(C - C C /K) c\ u {-* réactions de s Leca s irréversible illustrt décompositioa ses l r épa n radioactive d'un isotop concentrationa es instablet es C i .S vitessa ,l e est donnée par la loi du premier ordre :

C k = r (21)

Le lecteur désirant s'initier aux méthodes de la cinétique chimique pourra lire l'article [l5] tandis qu'il trouver compléments ade s dans sle ouvrages p.6,17 chapitre 1J.

II-2-2-LA CINETIQUE_PHYSIQyE :

II-2-2-l-DESCRIPTION_DES_PHASES :

Pour décrire simplement le transfert de soluté entre le solide et le liquide on est amené à décrire schématiquement les deux phases (figure 4) : 1) La_géomètri solidu ed nou: e s nous placerons dans l'hypothès solide l ù eo e se présente sous la forme d'aggregats ou de grains entre lesquels le fluide peut circuler librement par convection. La dimension caractéristique d du grain est définie par le diamètre de la sphère de même volume. 2) ^ _ftructure_du_solide : si il est poreux, on définit la porosité in- rappore l terner volumu pa t d , a ,e poree ed volumu sa e grainu totad lV , généralement es e t comprise entre 0.0 0.5t e 1 . D'autre part définin o , t la tortuosité i renqu d, ,T compt a forml e ed complex poress ede . Elle est généralement compris Pou. e10 r entr t toue solides s 2 esle , poreuu xo appelern o non , surfaca l S a e extern grainu ed . 3) Le_fluide_stagnànt_interne : c'est la fraction de fluide contenu dans les pores du solide. Le_fluide_stagnant_extern) 4 c'es: e minca tl e couch fluide ed e immobile retenue autou forces graile u rd r sn pa visqueuses . ^ t§_£iHiÉË_î}2522Ëï}2_: c'est 1e fluide qui est soumis à la convection, soit par un écoulement, soit par une agitation. Lorsque le fluide n'est pas en équilibre avec le solide, quatre niveaux de concentrations règlent le déroulement du transfert du soluté : x la concentration C dans le fluide homogène. C'est celle que l'on peut mesurer. a la concentration C à la surface externe du grain de solide. x la concentration C. dans le fluide des pores du solide. x- la concentration C sur le solide. Remarquons que C. et C ne sont pas mesurables, sauf à l'équilibre où elles deviennent égales à C .

80 GRAINS de SOUDE FLUIDE FLUIDE HOMOGENE FLUIDE STAGNANT STAGNANT EXTERNE INTERNE

FIGUR : CaractérisatioE4 n simplifié fluidu solideu ed d t grains e .De s de solid même ed e dimension moyenn sonp ed t disposés un s sle contre les autres ou éventuellement dispersés par une agitation mécanique. Entre ces grains se situe le fluide homogène ; sur leur surface, le fluide stagnant externe ; l'intérieur, si ils sont poreux fluide ,l e stagnant interne.

Ce sont les gradients de composition qui s'établissent entre ces concentrations qui sont responsables de la vitesse de transfert du soluté. Leur description précise requiert l'utilisation de la loi de Fick (loi de la diffusion aboutii )relationqu s de tà s différentielles don manipua tl - lation est toujours délicate et complexe. L'approche systèmique offerte par le génie chimique perme s'affranchie td difficultés ce e rd employann se t des lois semblable à (18). Nous allons les illustrer sur deux exemples.

II-2-2-2-LA D'UN SOLIDE NON POREUX :

simples Danca e vitesssa c l , dissolutioe d er entièrement nes t dictée patransfere rl solute td é dan fluide sl e stagnant externe posn .O : e

) C - C (22( ) k r= mole/seconde/mètre carré de solide s e e

D'autre part on suppose qu'à la surface du solide il y a équilibre entre les phases. Autrement dit, C satisfait à la loi d'équilibre de dissolution. corrélations Le géniu sa e chimique permettent d'estimemanièra l e d e rk suivante : Sh = k d /D = 2 + 1.8Re1/2 Se 3 (23) e p' . Re y Se = (Se reporte nomenclatura l rà e pou significatioa l r symboles nde s utilisés) conductanca l t es k transfere ed t extern matière ed e (mètre/seconde). e

81 (23) montr: e equ x la dissolution est d'autant plus facile (k grand) que - d est petit, - le coefficient de diffusion du soluté est grand, vitessa l - e d'agitatio d'écoulemenu no fluidu d u te homogène est grande. donnét : x es r danepa k fluidn , su 0) repou = ea u ( s e 2D/= dk (24) e p

Nous verrons au paragraphe III une illustration de ces relations.

II-2-2-3-FIXATION_DANS_yN_SOLIDE_POREU: X

C'est un cas plus général que le précédent où trois étapes déterminent la vitess fixatioe ed : n transfere l x t dan fluide sl e stagnant externe, x le transfert dans le fluide stagnant interne, x la fixation proprement dite. L'expérience montre que ce sont_essentiellement les deux premières qui règlent la vitesse tandis que C. et C sont reliées par la loi d'équilibre écrite sous la forme :

) (C f = ± C (25)

On gardera à l'esprit que les concentrations d'autres solutés que celui étudié peuvent intervenir dan. sf flue l xt transférées SiF , tant dan fluide sl e externe qu'interne, on pos: e r = F/S = k (C - C ) mole/seconde/mètre carré de solide e pees (26) r. = F/V = k. (C - C.) mole/seconde/mêtre cube de solide i p i s i

k est donnée par (23), tandis que la conductance de transfert interne k. e i (1/seconde donnét : )es r epa

(27) k. = 60D /d2 D = D -£— i e p e T

En éliminant C et C. entre (25) et (26) on obtient la loi globale : s i

r = k (C - f(C)) mole/seconde/mètre cube de solide (28) e 1/k = 1/k. + d /6k e P i

La relation (28) montre que la conductance de transfert globale k résulte de deux contribution: s transfere l x t externe pour leque remarques lle paragraphu sd e précèdent s'appliquent,

82 x le transfert interne qui sera d'autant plus facile (k. élevée) que d sera petit et D grand. En règle générale, la vitesse est dictée par le transfert externe dans un fluide au repos et par le transfert interne dans un fluide en mouvement turbulent. Le lecteur trouvera dans les ouvrages de génie chimique classique [JL7 chapitre 8,18| les compléments nécessaires à l'utilisation de ces lois. Dans [s] figurent les lois spécifiques aux transferts de solutés ioniques danmatériaus sle x échangeurs d'ions.

III-LA MESURE DES PARAMETRES DES LOIS D'INTERACTIONS :

Lorsque l'on dispos divere ed s cadres d'interprétation théoriques (échange d'ions, précipitation, réaction chimique ou adsorption...) il reste deux problèmes pratiques à résoudre : mécanisme l u o x Trouvei elo responsabla l r e l'interactioed - né tudiée, x Identifier, c'est-à-dire mesurer, ses paramètres. résolutioa L deus ce x e problèmend s exig misa l epoinu ea t d'un protocole expérimental précis donnan maximue tl m d'informations. Nous en décrirons deux.

III-1-LE_REACTEUR_FERM: E

La techniqu plua el s courante consist placeeà r dan récipienn su t (le réacteur fermé) une masse M de solide et un volume V de solution contenant n moles d'un soluté A dont on désire connaître les propriétés relativemen u solideAta O laissn .O e évolue mélange l r e sans apport extérieur "" de matière en suivant la concentration C de A dans le fluide. L'évo- AG lution de C au cours du temps renseigne sur 1'aspect cinétique du pro- blème, concentratioa tandil e squ n stationnaire atteint bouu ea t d'un temps suffisament lonreprésentativt es g l'équilibree ed .

III-l-l-DETERMINATION_pE_LA_LOI_D^EQUILIBR: E

Un problème fondamental dan déterminatioa sl d'équilibri lo a l e nd e est de savoir si le soluté A intéragit seul (lois (4), (5), (6)) ou en compétition avec d'autres solutés (lois (6-1), (6-2), (8), - (9))dé a .L marche suivante permet de résoudre, au moins partiellement, ce problème. Lorsque l'état d'équilibr atteintt ees mesurn ,o concentratioa l e n résiduelleC de A dans la solution. La quantité Q ayant disparu du fluide est donnée par :

M / ) C V mole/gramm- n ( = solid e (29ed Q ) e /\w AS

En augmentant progressivemen tn tou maintenann te constantV t e tM n so construit point par point la courbe de DISPARITION du soluté. Dans ce type d'expérience n varientt ,e seule C .sQ, Partant d'un éta systèmu td e fluide-solide résultant de ces expériences, on dilue progressivement la solution avec du solvant pur. De nouveaux ensembles de valeurs de Q et de C sont ainsi obtenus et permettent de tracer une courbe de dilution. Dans ce deuxième type d'expérience seuls V,Q et C varient tandis que

83 n est constant. Nous allons voir sur deux exemples que, selon la nature 1 interaction, les courbes de disparition et de dilution peuvent être différentes pourrn .O a alors tracer autan courbee td dilutioe sd e nqu l'on choisira de points initiaux pour l'étape de dilution.

III-1-1-1-L_|_ADSORPTION_NON_COMPETITIVE :

C'est le cas où le soluté A se fixe indépendament des autres espèces comme l'exprimen noue relations qu s tle ) résumeron(6 t e s ) (4)(5 s, sous la forme :

(30) CA = f (CAe)

La conservatio solutu nd é impliqu: e

, MC + C V = " MO + n (31) Ao Ao Ae A

Partant d'un solide exempt de soluté (C = O), la comparaison de (29), (30) et (31) donn: e

(32) Q = CA = f (CAe)

seula l t (32e es )relatio n satisfait lone courbes el gde disparitioe sd t ne de dilutio doiveni nqu confondree ts courba .L e unique obtenue dans sce conditions est appelée isotherme d'adsorption. Si les courbes de dilution sont distinctes de la courbe de disparition, la relation (30) n'est pas applicabl e fixatioun t e n mettan j.en te u plusieurs espèces doit être con- sidérée.

III-l-l-2-L_!_ECHANGE_D^IONS :

Pou simplicita rl l'expose éd é nous supposeron: e squ x l'échange a lieu entre deux cations A et B de valence 1, x le facteur de sélectivitë^K est constant, solide l t initialemen x ees t catioe saturl r , nB épa x l'expérimentateur suit le protocole décrit ci-dessus en observant exclusivement le cation A. Dans ces conditions on obtient un réseau de courbes comme celui de la figure 5. Elles sont définies par les relations suivantes :

n = VN + MN conservation de A Ao A A MN = VN + MN conservation de B EBB N = N + N capacité d'échange <33) ,E »A »B K = ———»— loi d'échange NA NB

Q = (n - VN )/M définition de Q

84 5.10"

A meq/N l 10

FIGURE 5 : En trait continu on a représenté les courbes de disparition et de dilution pour un échange homoionique impliquant le cation A. L'expérienc t faitees e selo protocole nl réacteuu ed r fermén .E tirete on a tracé la meilleure isotherme de Freundlich approchant la courbe de disparition. Un expérimentateur s'arrêtant à la mesur cette ed e dernière risque d'interpréter l'échang n terme e d1adsorption selo formula l n Freundliche ed .

En éliminan obtienn o courbta n t l disparitioe ed : n Ao N KVN MN A (34) f/T - 1 2 M N KVN A

On notera sur la figure 5 qu'elle a une forme analogue à celle déduite d'une loi d'adsorption de Freundlich. Toutefois, l'interpréter en ces termes serait une erreur. Lors de la dilution, qui s'opère en maintenant n constant, la dernière relation (33) et (34) montrent que le produit VN est constant. En consé- quence, quan dN diminue ,restQ e traduicourbee s constans le i r qu ts pa e tc de dilution horizontale figura l e . sd 5 e L'expérimentateur confronté à des résultats semblables devra rechercher compétition e t l'espèces i qu n foie B eaveUn s . cA trouvée mesurern e l ,i a la normalit construirt ée a l'isotherme d'échang touù pointeo s sle s doivent se rassembler tant pour la disparition que pour les dilutions. Notons que la figure 5 est spécifique d'un échange homoionique avec facteur de sélec- tivité constant seraie n l possibls I .tpa l'interprétee d e lois le s r rpa de Langmuir compétitives_(6-1)_et (6-2) puisqu dilutioa el n affectt e . eC G. et par conséquent Q (C ou C ),interdisant ainsi aux courbes de dilution d être horizontales.

85 retiendrn O exemplt ce e eaqu illustr nécessita l e e l'étapéd - di e ed lution qui, en faisant varier les conditions opératoires, permet de discerner des mécanismes différents selon les positions relatives des courbes obtenues. Une fois la structure de la loi d'interaction élucider ce n'est plus qu'une questio calcu e précisiond e d t le n expérimental déterminee d e equ r numériquement les paramètres de la loi d'équilibre.

III-1-2-DETERMINATION_DE_LA_LOI_CINETIQUE_:

Si cette détermination doit être entreprise, elle nécessit cone eun - naissance précise des lois d'équilibre qui la conditionnent en vertu de (19). Deux méthodes sont envisageable: s K L'estimatio priornà moyeu ia relation s nde s (23), (27 t (28)e ) pour le transfert de matière. mesura L x e directe, seule possible pou cinétiqua l r e chimique. Nous ne donnerons que l'exemple de la dissolution d'un solide en sup- posant que la concentration d'équilibre est fixée. D'après les hypothèses et définition paragraphu sd e II-2-2-2 grains ,Le ell. égalt s C ees eà étant assimilé massa massa l s u solids t sphères ed ep de es t sà M e i s , volumique, la surface d'échange entre le fluide et le solide est :

(35) S = 6M/P d

Le bila conservatioe nd u solutnd couru éa u tempsd s dan volume sl e d eV fluide s'écri: t dC S ) C - C ( k - = S r - = - —^ V (36) dt e e s

Partant d'une solution exempt t=0)n e solute 0 ed = obtien,n o C ( é : t e 6Mk (37) C = C 1-exp e e s p Vd s p

La comparaison entr courbe eun e expérimental l'expressiot e ) (t eC n (37) permet la mesure de k , connaissant M,p , V et a . On peut aussi estimer directemen titrA . tek iilustratif nous prendrons l'exemple numérique suivant : M=10 grammes V=20 centimètres cubes 2 grammes/centimètr= p e cube millimètre5 d= s P -5 D=10 centimètre carré/seconde Le fluid t immobileees . D'après : (24) a n ,o

(38k =4.1) 0 centimètre/seconde e

et : 6Mk 2 10 p Vd !- seconde s p

86 L'applicatio e (37nd ) montrl'oi s ne désirequ e atteindre l'équilibrà e prè% mieu 1 faul si e d xt attendre enviro heure1 1 n voidemn t O e s ! ti ainsi le rôle primordial joué par la cinétique qui n'est ici réglée que par les proprites physiques du fluide et du solide. retiendrn O déterminatioa outrl n e ae equ n d'un cinétiqui lo e n e réacteur fermé passe inéluctablement par la résolution d'équations diffé- rentielles analogue sà (36) plus .ca s Dan s complexele s celue e qu s iqu nous venons d'évoquer, il est donc nécessaire d'avoir de solides connaissance mathématiquee sd s pour établi relatioa l r n entre grandeurs mesurables analogue à (37) pour autant qu'elle existe ; dans de nombreuses situations le recours à un calculateur numérique est nécessaire.

III-2-LA_COLONNE :

Biecette qu n e technique fournisse davantag renseignemente d e e qu s la techniqu réacteun e r fermé, nous n'en décriron principes le e squ s tant les dépouillements quantitatifs des résultats expérimentaux peuvent s'avérer complexes. Nous ne la déconseillons pas pour autant, mais nous ne donnerons qu'un exemple qualitatif de son utilisation. La méthode consiste à garnir une colonne de quelques dizaines de centimètres de long et quelques centimètres de diamètre avec le matériau solide. Cette colonne étant parcouru écoulemenn u r pa e t permanen sole d t - soumea vantvariations l de n o ,à t s transitoire compositioa l e sd u nd fluide d'alimentation n sorti.E colonnee d e analysn o , continn e e a ul compositio 1'effluene d n varii qu t e corrélativement n'ese C . t rie plue nd s qu'une expérience de Chromatographie dans laquelle les propriétés de ré- tention de l'adsorbant ne sont pas connues à priori. L'analyse de la ré- tentio s solutéde n s forma injectél leure e ed d t se s courbe restitutioe sd n fournit les lois d'équilibre et éventuellement les lois cinétiques. La figur illustr6 e expérience un e e menée selon cette méthodea L . colonne est garnie d'un sable argilo-calcaire et est initialement alimentée pal'eae d r u pur2 centimètrdébiu 0. a e e td e cubminuter epa . Pendan5 25 t minutes cette eau est remplacée par 51 centimètres cubes d'une solution milliequivalent0 à2 r litr pa schlorure d e sodiume d e . L'analys 1'efe d e - fluen fonction e t volumu nd e recueuilli fourni courbes le t restitutioe d s n du sodiucalciumu d t e m . Elles permetten voie d tcompétitioa l r n entre l'échange sodium-calcium et la dissolution du calcaire. 1) Tout d'abord constatn o , e l'injectioqu e sodiue d n m provoque eun variation transitoir concentratioa l e ed calciume nd dont es c l clai.I r que sodium et calcium sont en compétition pendant l'interaction. C'est la conséquence de l'échange ionique sur les argiles. Le sodium injecté chasse partiellemen calciue l t i sormqu t sou forma l s e d'u c relativemennpi t concentré. Pendan tempse tc partie ,un sodiuu ed m charg argiless ele . 2) Pendant que le calcium est progressivement chassé, le sodium ex- cédentaire injecté apparaît sous la forme d'un pic qui s'étale sur environ 51 centimètres cubes foie Un .s passé, c'est l'eau d'alimentatio i lèchnqu e à nouvea sablee l u l'échangi .S e ionique avait lieu seul, toutes sle concentrations reviendraient à zéro. 3) C'es dissolutioa tl calcita l e permei nd qu e complétee td r l'inter- prétation. Elle est révélée par la présence de calcium au tout début de l'expérience lorsqu sable l e e n'es tl'eaue d parcour r .pa Pendane uqu t l'échange ionique qui suit, la dissolution se poursuit. Quand les 51 cen- timètres cube sodiue sd m sont passés argiles ,le i sonqu st devenues sodiques commencen "pomperà t calciue l " m provenan dissolutioa l e d t calcite a l e d n . Elles diminuent ainsi la concentration en calcium de la solution tout en res- tituant progressivement leur sodium conformément à la loi d'échange.

87 I \'meq /litre PRINCIPE de 'EXPERIENCE o 8 20 •si '' /VNa* Ca :D f\ ti- \ REPONSE S i TEMP VOLUMJ SM E c: i« 1° LÜ LU / _! COLONNE GARNIE LU At SABLE ARGILEUX Z CARBONATE. DESHUILE 1 Mms FORME Ça** 1 |,0 1 SODIUM o Ixj ( Na"*}

Cl Kl INJECTE

LU h— Ml "^ , Chlorure T ^ de

0J CALCIUM (Ça**) DISPARITIO1 W////\~N TRANSITOIR CALCIUu Ed M CALCIUM (Co**) des CARBONATES W/////T\ . ^ I en SORTIE de COLONN< E de» CARBONATES 1^//////À, . 7 * *. * "*"~*--**^»^ ]^^ 5 ^ 0 40 ' 0 30 0 20 / 0 10 0 ° Le» ARGILES FIXENT le CALCIUM des CARBONATES DISSOUS et RELARGUENT du SODIUM

FIGURE 6 : Echange sodium-calcium couplé à la dissolution de la calcite sur un sable argilo-calcaire. Expérienc colonnn e e donnan cona tl - centratio s ion fonction de se volumu nd solutioe ed n recueuilli. L'encadré donn schéme l e principe ad e l'expérienceed . Voie l r texte pour le commentaire.

4) Une fois tout le sodium restitué, le calcium provenant de la calcite réapparaît dan solutiona sl . Cet exemple montre qu'au moyen d'une seule expérience en colonne on peut mettre en évidence rapidement un enchevêtrement d'interactions qu'il aurait été difficile de discerner par la technique du réacteur fermé. Il montre en outre que l'écoulement n'est PAS LE SEUL RESPONSABLE de la réten- tios solutésnde . Dans l'expérienc figura débie l l e e fluid, d td 6 e t es e rigoureusement constant et uniforme. Ce ne sont que les interactions physico- chimiques qui provoquent les ratards et les trainees des courbes de res- titution . Le dépouillement quantitatif d'expériences en colonne nécessite le recours à des modèles mathématiques complexes. Le lecteur en trouvera un exposé très complet dans [20] pou équilibres rle s linéaire dant se s \2i] pour les équilibres d'échange d'ions. Pour les expériences en réacteur colonnen ferme u éo trouverl ,i a dans [Ï9 revue J problèmeun s ede mise sd e en oeuvre et des pièges à éviter. Enfin, il pourra se tourner vers les nombreux articles paru sujee c sà t dans Soil Science Societ Americf yo a Journal.

88 IV-CONCLUSIONS :

Nous venons de voir brièvement comment l'approche systémigue permettait une description simple des interactions physicochimiques entre un solide en fluidetu . Seule classes sde s d'interactio nombrn ne e limité interviennent x 1'adsorption, x l'échange d'ions, x la réaction chimique, précipitationa l x . Parallèlement lois ,le s représentative interactions ce e sd divisene s n te deux catégories : x les lois d'équilibre, x les lois cinétiques. Il faut toutefois être conscien noue tqu s n'avon dresss s pa liste éun e exhaustive des interactions et que l'expérience peut en suggérer d'autres (rôle des coloides, des matières organiques vivantes ou mortes...). Toute- fois, celle noue squ s citons sont certainemen premières tle testesà r tant elles englobent de phénomènes. Ce n'est qu'en cas d'échec qu'il faudra revenir momentanémen étude un teà analytique fine afi dégagee nd noue run - velle loi phénoménologique. On retiendra de la figure 6 le rôle de la physicochimie sur le transport de solut solutionn ée descriptioa .L l'écoulemene nd t seul n'es s suffitpa - sante pour prévoir la restitutions des espèces. Ce n'est que par un dialogue entre spécialistes de l'hydrodynamique et de la physico-chimie que peut être convenablement décrit le mouvement des solutés en milieu naturel. Enfin, insiston précautioe un r ssu n primordial respecteà e r dans sce étude représentatioa l : s résultate nd s expérimentau théoriqui lo e un er xpa bien-fondépreuvn a n'esl so S e ed tPA .titrA e d'exemple expérimentateurn ,u , utilisant la technique du réacteur fermé, qui s'arrêterait à la mesure de la courbe de disparition dans l'exemple du paragraphe III-1-1-2 pourrait in- terpréte: i résultats lo rce a l r spa

(40) Q = N = 5 l(f3 (N )°'25 A A

La courbe obtenue est illustrée figure 5. Malheureusement, la relation (40) l'évidencà t es e erronée puisqu'elle ignor rôle l e e primordiale l jour épa cation B. Son utilisation dans des conditions différentes de celles imposées dan réacteue sl r fermé colonnn ,e particuliern e , mènerait inéluctablement erreurs de à prévisio e apparentse d un à t ne e incohérenc expériencess ede . Ce n'es lorsque tqu cadre el e théorique reconcili résultats le e s expérimentaux obtenus dans des mises en oeuvre différentes (réacteur fermé, colonne, conditions initiales variées...) des interactions que l'on peut affirmer avoir trouv bonna él e loi encore..t E . .

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|21 HELFFERICH. F | KLEI. ,G Multicomponen: N t chromatography. Theorf yo interference.M. Dekker éditeur, New-York, 1970. 90 NOMENCLATURE

AB , espèce. B , sA

(A)) (B , activité. B , A e sd — 1 — 1 C, C concentration en solution (mole.litre ), sur le solide (mole.g )

C concentration dans le fluide homogène. e C concentration dans le fluide stagnant externe, s C concentration dans le fluide stagnant interne, i D,D coefficien diffusione td , effective, e d diamètr graine ed .

f fonction.

F flux de soluté.

G coefficient de Gapon. x N K, K coefficient de sélectivité en fractions, normalités ioniques.

K constante.

K coefficien partage td distributionu eo , d k constant vitessee ed .

k , k. conductance de transfert externe, interne, e i M mass e solideed .

N, N normalité ionique en solution, sur le solide.

N , N normalité totale en solution, sur le solide. o E n nombre de mole de A à l'instant initial. Ao n exposant de la loi de Freundlich.

P produit de solubilité.

p, q charges d'ions.

Q quantit solute éd é disparu.

r vitesse.

Re critèr Reynoldse ed .

S , S surface d'un grain, totale. P

91 Se critèr Shmidte ed .

Sh critère de Sherwood.

t temps.

u vitess fluidee ed .

V volume d'un grain.

V volum solutione ed .

x, x fractions ioniques en solution, sur le solide.

z. charge d'io. ni

Lettres grecques

e porosité interne d'un grain.

p masse volumique du fluide,

p masse volumique du solide.

T tortuosité du solide.

92 L'ECOSYSTEME FLUVIAL

J.P. DESCY, J. LAMBINON Départemen botaniquee d t , Servic botanique ed e systématiqu phytogéographiee d t ee , Université de Liège, liège, Belgique

Abstract-Resume

RIVEE TH R ECOSYSTEM Froe standpointh m e ecologistth f o t n a ,ecosysterivea s i r m characterized s biocoenosisbit y n dynamii , c equilibrium wite abiotith h c environment. This ecosyste e envisageb e n structurath ca m t a d l leve y examininb l s it g physical, chemical and biological properties, together with the relationships existing between these compartments e biocoenotiTh . c structura f o e river is relatively complex: it manifests, among other specific features, the presenc f planktoo e n communities which show marked space-time variations. The funtion of the river ecosystem can be approximated by a study of the relationships between the biotic and abiotic components: primary production, secondary production, recyclin f organio g c matter, etc. Lotie environments are subjec o frequent t t disturbance from various form f man-mado s e pollution: organic pollution, eutrophization, thermal pollution, mineral pollution, contaminatio y organib n d mineraan c l micropollutantsy b s wel a ,s a l radionuclides, mechanical pollution and physical degradation. The biocoe- notic effects of these forms of pollution may be evaluated, in particular, using biological indicators (bioindicators): thes e eithear e r abl o shot e w the overall impact of the pollution on the biocoenosis or else they permit the detection and evaluation of certain pollutant forms.

L'ECOSYSTEME FLUVIAL e l'écologisted e u poinvu A e d t n e écosystèmfleuvu l , t es e e caractérisr pa é sa biocénose, en équilibre dynamique avec l'environnement abiotique. Cet écosystème peut être envisag plae l nr structurelsu é n examinane , s proprise t - étés physiques, chimiques et biologiques, ainsi que les relations existant entre ces compartiments. La structure biocénotique d'un fleuve est relativement complexe: elle présente notamment la particularité de comporter des communautés planctoniques i présentenqu , s variationde t s spatio-temporelles marquées. Le fonctionnement de 1'écosystème fluvial peut être approché par l'étude des relations entre les composantes biotiques et abiotiques: production primaire, productions secondaires, recyclage de la matière organique, etc. Les milieux lotiques subissent de nombreuses aggressions dues aux diverses pollutions d'origine anthropique: pollution organique, eutrophisation, pollution thermique, pollution minérale, contaminatio micropolluants le r pa n s organique t minéraue s xs radionucléides ainsle e iqu , pollution mécaniqut e dégradations physiques s effetLe . s biocénotique s pollutionce e d s s peuvent notamment s'apprécier grâce à l'utilisation des indicateurs biologiques (bioindicateurs): ceux-ci son mimeà t , soi e traduird t e l'impact globa s polde l - lutions sur la biocénose, soit de permettre la détection et l'évaluation de certains types de pollutions.

93 1. INTRODUCTION

Pour notre société contemporain eaus le x, efluviale s représentent avant toue ressourcun t e naturell i peuqu et être exploité usages de à es très diversifiés, en particulier dans les pays industrialisés. On peut ainsi évoquer :

- 1'aPP£2y.i£i2nn£™£BH_ên_££H_P2H£^i£» soit par captage de surface, soit par pompage dans la nappe riveraine; - l'utilisation comme voie navigable, ce qui nécessite souvent des aménagements hydrauliques divers (élévation du plan d'eau par la construction de barrages et d'écluses, rectification du cours, canalisation,...); - l'exploitation pou productioa l r n d^ëlectricitë dancentrales de s s hydro- ou thermoélectriques; dans ce dernier cas, l'eau fluviale intervient essentiellement pour assure refroidissemene l r s circuitsde t ; or,comm e rendemenl e t énergétique est faible (30 à 40 %), une importante proportion des calories produites est rejetëe dans l'environnement aquatique; cette pollution thermique s'accompagne, dans le cas des centrales nucléaires, de rejets radioactifs; utilisations_au_niveau_industriels le - soni ,qu t multiple e traduisens t e s t soit par une consommation d'eau, soit par le rejet d'eaux usées véhiculant les résidus des processus de fabrication (calories et/ou substances organiques et minérales); - les utilisations au niveau domestique, qui ont également pour effet une consommation d'eau et le rejet d'effluents riches en matières organiques, en substances diverses (par exempl e phosphorel e , provenant principalemens de t détergents et de la biodégradation des matières organiques) et éventuellement n germee s pathogènes; - les utilisations_pour_l^agriculture (irrigation, arrosage...) et l'élevage; - les exploitations halieutiques (pêche sportive et commerciale) et recréatives.

e fleuvL t pourtanes e t d'abor milien u d u naturel, résultane d t l'écoulemen e l'ead t précipitations ude s dan bassin su n hydrographique pluu o s moins vaste. Il possède donc un certain nombre de caractéristiques physiques dépendant des propriétés particulières du bassin versant : climat, géomorphologie, nature des sols, type de couverture végétale... Ses eaux présentent des caractéristiques chimiques propres natura l ,s roche liéede e bassiu d sà s n versant, éventuellement modifiée s résidule s activitér de spa s s humaines (exploitation agricole,,..). Enfin, le fleuve supporte une biocénose particu- lière dont la nature et la structure sont en grande partie déterminées par les facteurs physique chimiquet e s l'environnemente d s motn u n ,l .s'agiE i t d'un

94 ëcosystème aquatique, aves diversecse s composantes biotique t abiotiquese s , qui constituent un ensemble, une unité fonctionnelle plus ou moins complexe. n fonctionnemenC'esbo e l t écosystèmt ce e d t e fluvia i assurqu l maintiee l e n d'unoeau de qualité, essentielle à la plupart des activités humaines.

. 2 STRUCTUR L'ECOSYSTEME ED E FLUVIAL

2.1. Caractéristiques physiques

Dan a pluparl s s casde t e ,fleuvl e situs e majeurn e e partie dans des zones de plaine : la pente est faible et donc la vitesse moyenne du courant est relativement réduite. De même, le régime thermique du fleuve est plus variabl u coura e e l'annéd s dane a partiqu el s e amon bassiu d t n hydrographi- particuliern e qu : e températures ,le s maximales sont plus élevées. En fonction des caractéristiques du bassin versant et du climat, le débi s eaude tx présent variations de e s saisonnières plu moinu o s s accuséesi ,qu déterminen régime l t e hydrologique. Différents type e régimd s e peuvene s t présenter (nival, glaciaire, pluvial...) plus ,le s simples présentane un t période de hautes-eaux et une période d'étiage. L'eau des rivières et des fleuves transporte une quantité variable de matières en suspension (M.E.S.) provenant de l'érosion des bassins versants. Comm vitessa l e u courand e t conditionn a quantitl e a tailll s particulet e éde e s en suspension, il faut s'attendre à observer des variations liées à celles du régime hydrique : on parlera de "débit solide" pour se référer à la charge en M.E.S. En particulier, en période de débit hydrique faible, les vitesses de courant relativement basses ne permettent que le transport de particules de petite taille (silt, argiles, matières organiques) et une sédimentation se produit pouparticules le r s plus constitueni grossièrequ , dëpSts sde t s e fondl r . su Quan x sédimentau t s e peuvenfinsn s ,il t s'accumule e dans qu rle s zone couranà s t pratiquemen toutefoi: l nu tphénomènes de s s complexe précie d s - pitation et de flocculation peuvent intervenir dans ce processus. La stabilité des dépôts de sédiments sur le fond d'un fleuve est cependant toute relative, puisqu'ils peuvent être,au moins partiellement, remis en suspension lors des période e crued s e phénomèn.C e dépend surtou vitessa l e d tcouranu d e u niveaa t u d ut elle-mêm fondes i ,qu e conditionnéa l r pa morphologia l t e r t pa e li u d e profondeur d'eau. La nature des fonds dépend évidemment des mêmes facteurs (pente, vitesse du courant, régime hydrique, nature du bassin versant, érosion). Bien que quelque peu variables suivant les cas, les fonds des grandes rivières et des

95 fleuves se composent surtout de sableget de fins graviers, avec localement des dépôts de sédiments fins moins stables, susceptibles d'être déplacés en période de hautes-eaux. Enfin, la pénétration de la lumière dans l'eau est limitéa turbiditl r pa eeauxs de é , variant elle-même fortemen n fonctioe t a l e nd charg M.E.Sn e a faibl.L e transparenc e l'eaed permee un t donc pas milien ,e u potamique profond, l'installation d'une flore benthique autotrophe et de la faune associét es i qulu ie (voir paragraphe 2.3.2) dancours le s s d'ea profondeuà u r faible.

2.2. Caractéristiques chimiques

2.2.1. Les sels dissous

Les eaux de surface contiennent, en proportion variable suivant la nature des roches du lit et du bassin hydrographique, différents éléments dissous, sous forme ionique. Certains sont présent concentrations de à s s relativement importantes : ce sont les éléments majeurs ou macroéléments (Ça , Mg , Na t , K r , HCO ^ , CO __ , SO ... «• et Cl __). Le degré total de minéralisation de l'eau et les proportions des différents ions sont éminemment variables suivant la natur substrau d e t géologiqu cependant: e ,l'échellà globeu d e notn ,o e (Conway, 1942 Dussartn ,i , 1966 e dominanc)un , O e.C marqué t e s ion ea de Ç s * « — • - -H provenan dissolutioa l e d t roches de n s calcarifëres s hydrogénocarbonate.Le s bicarbonateu o s jouent, verre comml n ao e plus loin n rSl,u e important dane l s fonctionnement des écosystëmes aquatiques. Les éléments mineurs ou microéléments sont essentiellement l'azote + siliciue l (N) t phophore e l , m) (Si)(P e . L'azote minéra ~ N0 ) O 2~(N lH , N et le phosphore (sous différentes formes, dissoutes ou particulaires) ne sont présents naturellement qu'à faible concentration (moins de 1 mg/1) et sont considérés comme les facteurs limitants de la croissance des végétaux autotrophes, s sonIl t donc parm s paramètrele i voni qu st détermine a productiol r n primairt e la productivité de l'ensemble de la biocénose aquatique. Quant à la silice, présente sous différentes formes dissoute t particulairese s , elle intervient surtout comme facteu e croissancd r e poudiatomées le r s (algues jaune-bru "carapacenà " siliceuse, constituants important phytoplanctou d s t ne du périphyton), mais elle se trouve rarement, dans les eaux courantes, à des concentrations limitantes. Enfin,les eaux de surface contiennent divers éléments (Fe, Cu, Co, l ...A , )Zn don, plupara Mo l t , B,Mn t interviennent danprocessus de s s biologiques essentiels (photosynthèse, respiration, fixation d'azote gazeux,...)s .Ce

96 élément e son sn plue l t s souvent présents qu'à l'éta e tracesd t ,e c sau n e f qui concerne le fer et le manganèse; atteignent fréquemment des concentrations plus importantes, surtout sous forme colloïdale : à cause de leur faible solubilité en eau neutre ou alcaline et en conditions oxydantes, ils interviennent dans des processus de précipitation; ils sont alors stockés dans les sédiments, principalement sous forme de phosphates et d'hydroxydes pour le fer ferrique et de carbonate d'hydroxydet e s s pou manganèsee l r s peuven.Il t être éventuellement remis en solution, en conditions réductrices et en milieu acide.

dissouz 2.2.2ga s .sLe

s principauLe z dissouga x s dans eaule sx naturelles sont l'oxygène dioxyde l l'azott , e ) carbone d e) 0 ( O e (C e(N„) .O sonC L'0e tl „particulièt e - rement importants pour le fonctionnement de l'ëcosystème. L'oxygèn nécessairt es e a respiratiol à e e tous nd organisme le s s aquatiques. Constituant important de l'atmosphère, il est peu soluble dans l'eau et cette solubilité diminue avec l'élévatio a températurel e nd . D'autre part, la photosynthès s plantede e s vertes aquatiques fourni e l'oxygènd t r photolysepa e de l'ea t peuue t ainsi interveni façoe d* r n importante dans l'équilibr milieuu d e . e dioxydL e carbona principald el t es e e sourc e carbond e végés de e - taux autotrophes : il est absorbé par le processus photosynthëtique et produit par la respiration et la biodégradation des matières organiques; il peut également être dissous à partir de l'atmosphère,où sa teneur se situe entre 0,033 et 0,044 %, n coefficienso e solubilitd t é étan s eaut Le e e ruisselleplui voisid xd . 1 t e e nd - ment contribuent également aux apports de CO en eau douce. En solution aqueuse, le „ librC0 e form e l'acidd e e carbonique, biacide t responsablfaibles i qu e s de e pH bas rencontrés dans les eaux pures ou très pauvres en carbonates. Par contre, en présenc e carbonatd e calciue d e formatioa my (CaCl i bicarbonate ) Ond : e

H r*oV 4~ - ^srnU ~ 4~ - ^d^Ur^rn _ ^___——%_> Vj fda \r!L«w(vicc\ /_) 2 3 = * 3 2 2 OJ e trouvs n O e donc alor présencn e s deue d e x autre: s formeO C e d s

O lsemi-combinC e L'équilibr. ) combin„ C0 O e él (C é(HC0 t e e ) 3entr s le e différentes formeO C détermine e d s , dan plupara l s s eau de e tsurfaced x H p e ,l de l'eau. Ce système est d'une importance primordiale pour le fonctionnement de l'écosystème aquatiqu effen E . e: t s bicarbonateLe - s constituen O n stocpouC u t photosynthèsa e l rd k végétaus de e x autotrophes, qui l'utilisent soit par déplacement du C0„ à partir des bicarbo- nates, soit par dissociation directe de ces derniers; on comprend donc le rôle

97 important joul'alcalinitr concerni épa qu e c eaus en de xe ) é (HCO_ C0 ~+ la productivité des milieux aquatiques.

- Le système tampon correspondant à l'équation chimique ci-dessus limite les variations de pH dues à la production et à la consommation du C0„ : un excès de C0_ dissous provoqu n abaissemenu e mai, pH s u d tcelui-c cependant es i t limité paa formatiol r bicarbonatese d n r contre;pa e consommatio,un n importantO C e d e entraîn i induie augmentatio qu eun e dissociatio e un c t , pH u d nbicarbonates nde s —8 et une précipitation des carbonates de calcium, très peu solubles (P.S. ~ 10 )„ I existI e donc auss e relatioiun n entr valeurs le e e l'alcalinitd s t celleH ée p u sd observées danmilieus le s x aquatique cours le s: s d'eau pe u minéralisés, à alcalinité faible, présenten H acidep s u procheo de sta l e d s neutralité; par contre, des rivières s'écoulant sur des roches riches en CaCO. H alcalinsp s onde t e situan,s plue l t s souvent n condition,e s naturelles, entre 7,5 et 8,3.

2.2.3. Les matières organiques

Les eaux courantes contiennent une quantité variable de matières organiques, en solution ou en suspension, provenant naturellement de la décomposition des déchets organismede t e s s morts. Les matières organiques en suspension sont susceptibles de se déposer sur les fonds, par sédimentation et flocculation. Dès lors les processus de décomposition et de minéralisation, aboutissant à la conversion de la matière organique en éléments minéraux simple— —— s (CO • ——- • —,• H„0 - ,-4 NO •__ , NH, , PO , H S, SO ...), se déroulen a foil sà t dan phasa l s e aqueus u niveaa t e u sédimentud ù diver,o s processus anaérobiques peuvent prendre place.

2.3. La biocënose ; structure et fonctionnement

2.3.1. Description générale

Comme le montre le schéma de la fig. 1, l'ëcosystëme du "rithron" (ruiseaux, rivières "potamonu d t )e " (grandes rivières, fleuves caractérise )s e s apportd'aborde r e seld spa d s minérau matière d t xe e organique, dissoutu eo particulaire, à partir de l'amont. Suivant la longueur du tronçon considéré et le niveau trophiqu systèmeu d e s substance,ce s sont utilisées partiellemenu o t totalement par la biocénose. Il en résulte une production de biomasse, de déchets e substanced t s dissoutes, done partiun t exportét es e e vers l'aval e fonction.L - nemen n écosystèmd'u t e lotique, c'est-à-dire d'eau courante dont ,es c très

98 0 o z

•MATIERE ORGANIQUE PARTICULAIRE (SEDIMENT) S E M T E S

•> =c> VOIES DE RECYCLAGE DE LA RELATIONS TROPHIQUES DERIVE AVE A MASSCL E D'EAU DRIFT MATIERE ORGANIQUE

Schem- Figa structurl 1. . e ad e l'écosystèmd e e fluvial (d'après Tufferyn ,i Pesson, 1980, modifié).

différen milieus de t x lentiques (lacs, étangs i sons système)qu de t s beaucoup plus fermés matières le ù ,o s organique minéralet e s s sont plu moinu o s s piégéet e s recyclées principalemen l'intérieuà t u systèmed r . La structure des milieux lotiques suppose généralement un enrichissement progressi n sele f s minérau t substancee x s organique e l'amond s t vers l'ava; l c'est donc, a priori, le milieu fluvial qui est le plus "eutrophe", puisqu'il reçoit l'apport de vastes bassins versants. Le fleuve se rapproche toutefois quelque peu des milieux lentiques par l'existence d'une catégorie particulière d'organismes : le plancton (potamoplancton),qui dérive ave massa l c e d'ea dont ue développemene l t t es t avant tout lié aux conditions hydrologiques (voir fig. 2). Il suffit en fait que la

99 Vitesse

Diversité spécifique

\, Benthos (surtout Périphyton) Embouchure Zone des sources et secteur de constitution de la flore initiale

Fig. 2.- Schéma de l'évolution de la flore algale des eaux courantes^de la sourc l'embouchurà e e (d'après Pierre, 1975, modifié).

vitess couranu d e t soit suffisamment faibl ( e enviro cm/sec0 10 n ) pour permettre la reproduction des organismes planctoniques. Le potamoplancton a deux origines possibles : il s'agit soit d'espèces planctoniques vraies qui proviennent de milieux lentiques, soit d'espèces benthiques vivant dans le cours d'eau et détachées de leur substrat (tychoplancton). Habituellement, c'es planctoe l t t nes vra i qu i dominant en milieu fluvial.

2.3.2. Compositio biocënosa l e d n e a. Les producteurs

Les végétaux photosynthétiques sont représentés, en milieu fluvial , par trois catégories d'organismes : le phytoplancton, le përiphyton (algues généra- lement microscopiques fixées aux objets submergés tels que pierres, racines ou

100 macrophytes) et les macrophytes (algues macroscopiques et bryophytes, végétaux supérieurs fixés) a présenc.L e développemenl t e a dernièrl e d t e catégorie dépen- dent surtout,en conditions naturellesjde la profondeur et de l'existence de substrats favorables. En milieu potamique profond, les macrophytes se réduisent souven e colonisatioun à t hauts s rivede nde st e s fonds s sonil ;t représentér pa s des espèce partieà s s végétatives totalement immergées (hydrophytes submergé: s Myriophyllum, Elodea, Potamogeton, Ranunculus fluitans, ... venanu )o t flotter en surface (hydrophytes flottant Nymphaea: s , Nuphar, Nymphoides...), ainse qu i par des hélophytes, c'est-à-dire des vëgtaux de type "roseau" (Phragmites, Scirpus lacustris,...). De même , la profondeur et la turbidité des eaux peuvent contrarier le développemen peuplemenu d t e cryptogamed t s benthique ceux-c: s e limitens i t alors à une frange littorale, dont l'ampleur varie avec la transparence de l'eau. Localement, dans des secteurs aux eaux rapides et à fonds rocailleux, des végétaux rhéophiles (c'est-à-dire adaptés à des courants violents), des mousses aquatiques en particulier, peuvent connaître un développement important, mais ces faciès son n principe t e plutôt typique rivières de s moindre d s e importance. En fonction même de ce développement du benthos plus limité que dans courle s s d'ea u profondspe u e grand,un e partiproductioa l e d e n primaire en milieu fluvial est assurée par le phytoplancton. Celui-ci est presque toujours diatomées dominde r pa é s typiquement planctoniques (espèce s genrede s s Asterionella, Tabellaria, Fragilaria, Cyclotella, Coscinodiscus, Stephanodiscus), à côté de diverses espèces d'origine benthique. Le second groupe par ordre d'importance est constitu s chlorophycéede r pa é s (algues vertes unicellulaire coloniaireu o s : s Scenedesmus, Ankistrodesmus, Pediastrum, Chlorella, Chlamydomonas...). D'autres groupes d'algues se rencontrent encore et traduisent souvent l'existence de conditions particulières; par exemple, le développement de cyanophycées (algues bleues) lors d'un réchauffement ou d'un enrichissement en matières organiques. La composition qualitativ quantitativt e potamoplanctou d e n présente bien entendu des variations saisonnières importantes, liées d'abord au régime hydrologique, ensuit s facteurde à e sa lumièrel tele qu s températurea ,l a disponibilit,l n e é nutrients et la prédation par les microphages. La production primaire peut être évaluée de deux manières. La première consist mesureà e biomassa l r producteurs de e s primaires, suivant diverses techniques (pesée, comptages, dosage des pigments chlorophylliens...); on peut alors grâce à un échantillonnage représentatif dans le temps, évaluer des taux de production exprimés en biomasse par unité de surface et par unité de temps (par exemple en g/m2/an). Une deuxième approche consiste à estimer l'activité photosynthétiqu mesurn o : e e alors, pendan périodes de t s déterminées productioa ,l n

101 d'oxygèn u l'assimilatioo e carbonee d n données .Ce s sont obtenues soi n isolane t t les communautés étudiées dans enceintesde s closes ("ligh d daran tk bottle" pour le plancton), soi partià tmesura l échanges e d rde e s gazeux dan miliee l s u pendant des cycles de 24 h. Dans ce dernier cas, on évalue la production d'0_ à partir de l'équation générale (Odum, 1956):

R + _D - P = C = tau variatioe C d x ü o s teneur nde „ dissous0 n e s ; productio= P ; O nd' = consommatioR n d'0_; D = coefficient d'échange avec l'atmosphère, dépendant de l'écart par rapport à la saturation.

L'évaluation de la production primaire à partir de l'activité photosynthétique peut également déboucher, grâcn échantillonnagu à e e représenta- r l'élaboratiotifsu , bilane nd e productiod s n dan e tempsl s , exprimé r exemplpa s e A Berrie /m2/a0 eg n n (cf. notamment Lackç 197 t Kowalczewsk6e Lack& i , 197I poua l r Tamise).

b. Les consommateurs

Ces organismes, qui se situent à différents niveaux trophiques (voir fig. I), peuvent être de nature planctonique, benthique ou pélagique.

- Le zooplancton se compose de protozoaires, de rotifères et de petits crustacés; on peut y inclure éventuellement les larves nageuses de mollusques, comme celle de la moule Dreissena, ainsi que des coelentérés (méduses). Les rotifères constituent souven groupe l t e dominant. Comme beaucou s animauce e d px sont phytophages^ leur développement est étroitement corrélé à celui du phytoplancton. benthoe L - s compren e faunun d e d'invertébrés extrêmement diversifiée composants ,le s les plus importants étan mollusquess de t vers ,de s (oligochètes, nëmatodes)s ,de insecte s crustacéde t e s s (amphipodes, isopodes, décapodes). Compte tens de u caractéristiques du milieu fluvial, les organismes filtreurs se nourrisent donc de matières en suspension (mollusques bivalves : Unio, Anodonta, Dreissena), et les animaux détritiphages (oligochètes, gastéropodes, crustacé t insece s - tes) constituen e parun t t important biomassea l e d e . a faune restl L e - ed e comprend surtou poissons le t s ains d'autree qu i s vertébrés associé e façod s n plu moinu o s s étroit milieu a e u aquatique (amphibiens, reptiles, oiseaux, mammifères). La faune piscicole du potamon se compose typiquement d'espèces d'eau calm c'est,e: e n Europe zona ,l brèmà e e (Huet, 1949) dominenù ,o t les Cyprinidës, accompagnés par des espèces prédatrices (Percidës, Esocidés).

102 décomposeurs Le . c s

Cette catégorie concerne surtou bactéries le ts champignon le t e s s (inclu s levures)le s peun .O y adjoindrt e d'autres organismes, partiellemenu o t totalement hétërotrophes, comme des algues ou des protozoaires qui ingèrent des molécules organiques particulaire u dissouteso s n fait.E e chimiquepoinu ,vu d e d t , les processus de biodégradation comprennent deux phases (Sorokin & Kadota, 1972) : phase un décompositioe d e- hydrolys: n e des.hauts polymères organiques d'origine animal végétalt e n composée e faibld s e poids moléculaire; phase un minéralisatioe d e- transformatio: n petites nde s molécules organiques en substances minérales simples, avec généralement consommation d'oxygène. a réalisatioL e cettnd e biodégradation suppos e transformatioun e n préalable des organismes morts en matière organique particulaire, puis en grosses molécules organiques dissoutes : c'est, en partie, le rôle des détritiphages évoqués plus haut (voir § b et . Ces différents processus se déroulent à la fois dan phasa l s e aqueus niveau a t sédimenu e ud leu: t r évaluation doit donc être réalisée au niveau de ces deux compartiments de 1'ëcosystème.

3. LA DEGRADATION ANTHROPOGENE DE L'ËCOSYSTEME FLUVIAL

L'homme est responsable de modificatims très diverses des caracté- ristiques abiotiques et biotiques de cet ëcosystème. Les pollutions et nuisances diverses induites pan cette action anthropogène peuvent être schëmatiquement classées en pollution organique (inclus 1'eutrophisation microbiologiquet )e , pollution thermique, pollution minérale, pollution radioactive, dégradation physiqut e pollution mécanique.

3.1. La pollution organique et microbiologique

La pollution organique est la plus répandue,puisqu'elle résulte du rejet dans les eaux de surface des effluents organiques d'origine domestique, agricole (lisiers...) et industrielle (rejets d'abattoir, de laiterie, de tannerie, de papeterie, de sucrerie, de conserverie,...). Les matières organiques biodégradables sont, comme les éléments normau e 1'écosystèmexd , décomposée microorganismes le r pa s s présents dane l s milieu nature s'agil i : lprocessuu d t s normal d'autoépuration s'accompagni ,qu ' d e

une consommatio l'0e nd ? dissous dans l'eau conditionn .E s , normalesvu a l' n ,o l'oxygèn t refournes e partià i e l'atmosphèrd r a photosynthèsl r pa t e végétaus de e x verts aquatiques. Cependant quantita l i ,s e déchetd é s organiques déversé t troes sp

103 importante pour le cours d'eau récepteur, un déficit d'oxygène se manifeste; dans les cas graves, le phénomène peut aller jusqu'à la disparition quasi totale de l'oxygène, s'accompagnant de la formation de substances toxiques (NH, , NO ,

H2S). L'effe pollutioa l e d t n organiqu organismes le r su e s aquatiques se traduit évidemmen r l'éliminatiopa t espèces nde s exigeantes pour l'oxygène, puir l'appauvrissemenpa s a florel e a faund l , t e poue td r abouti e biocénosun à r e dégradée, composée uniquement d'espèces tolérantes. Beaucoup de ces espèces résistantes se nourrissent des matières organiques ou de leurs sous-produits et participent de ce fait au processus de biodégradatio déchets le : n s organiques peuvent ainsi être consommé transformét e s s finalement en sels minéraux, qui, à leur tour, sont utilisés par les plantes aquatiques. La croissance de la végétation aquatique permet alors une photosynthèse accrue : les végétaux verts participent ainsi à 1'autoëpuration en absorbant les produits de la biodégradation et en refournissant de l'oxygène au milieu. Bien entendu, l'efficacit u phénomènéd e dépen e l'importancd d s rejetede s e d ains e iqu l a taillrivièra l l natur e e d d e t ee réceptric capacita l i s : eé autoépuratrice de cette dernière est dépassée, la pollution peut persister sur des dizaines de kilomètres. e plusD biodégradatioa ,l n d'une pollution organique relativement importante est susceptible d'entraîner un enrichissement excessif des eaux en nutrients (surtout nitrates et phosphates) : c'est le phénomène d'eutrophisation, qui se manifeste notamment par une croissance excessive de la végétation aquatique. La pollution organique n'est pas la seule cause de l'eutrophisation des eaux : le lessivag s terreede s agricole s phosphatepluia l le r t e spa s additionnéx au s détergent y concourens t pou e parrun t importante. Dan n ecosystèmsu e lotique, cette situation peut entraîne s inconvénientrde s plu moinu so s graves, tele qu s l'obstruction mécanique du lit (risque d'inondations, obstacle à la pêche...), une pollution organique différée à la mort des végétaux, ainsi que des variations jour- nalières importantes des qualités physico-chimiques de l'eau (0 , pH, NH ), parfois responsable mortalitée sd s massive poissonse sd . a pollutioL n organiqu eaus de ex s'accompagne souvent d'une pollution microbiologique, qui consiste dans la prolifération de germes pathogènes (bactéries, virus...), d'origine humain u animaleo e , présents danrejetss le s microbes .Ce s peuvent causer chez l'homm maladies de e s infectieuses, e cholératellel e qu s a ,l poliomyélite, l'hépatite virale ou le typhus. Les risques épidémiologiques sont évidemment liés à la consommation d'eau contaminée ou improprement traitée ainsi qu'à la baignade dans une eau douteuse.

104 Les micropolluants organiques constituent une catégorie particulière du fait qu'ils sonbiodégradablesu pe t , hautement toxiques pour certains organismes et susceptibles d'être accumulés par ceux-ci jusqu'à atteindre une concentration nociv mêmu eo e mortelle l s'agi.I r exemplpa t dérivée d e pesticidee d s PCBe d u ,so substances utilisées dans l'industri t comme e stabilisants dan multiplee d s s produits n raiso.E u dangend r qu'ils présentent pour l'environnemen pout e t r l'homme, l'usage de ces composés est sévèrement réglementé; cependant dans la pratique, leur utilisation est telle (pesticides en agriculture notamment) que tout notre environnement est plus ou moins fortement contaminé. a pollutioL hydrocarbures le r n pa détergent s le t se t encores s e un autre aspect particulier de la pollution organique : il s'agit de substances non ou peu dégradables (sauf pour certains détergents), parfois toxiques (phénols), qui forment généralemen a surfacn fill u t ä m e l'eaued , perturbant ainss le i échanges gazeux avec l'atmosphère.

3.2pollutioa L . n thermique

Le réchauffement d'un fleuve par des rejets d'eau* chaudesf ou pollution thermique, accentu effets le e s néfaste pollutioa l e d s n organiquee .Un hausse de la température de l'eau a plusieurs conséquences : elle diminue la solubilité de l'oxygène dans l'eau (un litre d'eau saturée en 0 contient 11,3 mg d'oxygène à 10° et 9,2 mg à 20°C); elle stimule l'activité de biodégradation des matières organique augmentt e s consommatioa l e n d'oxygèn microorganismess le r pa e j elle augmente enfin la respiration des plantes et des animaux aquatiques. Un réchauffement des eaux peut donc entraîner, à charge organique égale, une situation localement beaucoup plus critique. Dans la réalité, le phénomène est aggravé par le fait que les ëchauffements les plus importants s'observent généralement en période d'ëtiage et donc quand la charge polluante est la plus élevée. a pollutioL n thermiqu égalemena e effets de t s s directle r su s organismes aquatiques, qui sont généralement adaptés à des gammes de température relativement étroites et sont particulièrement sensibles à des "chocs thermiques" (variations importantes dans un court laps de temps). Enfin, les eaux chaudes favorisent l'expansio certainee nd s maladies (comm s affectionede s parasitaires de s poissons )développemene l ains e iqu t d'espèces "thermophiles tendeni "qu supplanà t - ter les populations originelles et se révèlent souvent d'un intérêt moindre pour l'écosystèm exempler pa : e , prolifération d'algue consomméeu spe u bleueo r n spa sno les animaux phytophages et qui libèrent fréquemment des toxines.

105 3.3. La pollution minérale et radioactive

Les rejets domestiques et surtout industriels peuvent également modifier dane largun s e mesur a compositiol e n minéral eauxs de e , induisant ainsi e altératioun e leurnd s qualités naturelle s perturbationde t e s u niveaa s s ude peuplements végétau animauxt xe . Cette pollution minérale peut concerner, tout d'abord, les éléments minéraux majeurs. Une perturbation grave de cet équilibre touch r exemplpa e a croissancl e e développemenl t e végétaus de t x aquatiqueu o s encore des fonctions physiologiques essentielles chez les animaux. Il peut s'agir aussi de micropolluants, présents à des concentrations très faibles (moins de 1 mg par litre d'eau) mais hautement toxiques, comme le mercure, le cadmium, le chrome, le cuivre, le plomb, le zinc... De plus, même si ces métaux lourds ne sont pas directement toxiques vu leur faible concentration dans l'eau, ils peuvent être accumulés fortement par des organismes vivants, de telle sorte que des espèces situées en fin de la chaîne alimentaire - et c'est le cas de l'homme consommant le produit de sa pêche - peuvent être soumis à une contamination plu moinu o s s dangereuse. La pollution radioactive des rivières soulève des problèmes analogue x précédentsau s n condition.E s normales s effluent,le centrales de s s nucléaires rejetés dans un fleuve contiennent divers radionucléides ( Co, Mn, 1 "5 / 1 *3 "7 Cs, Cs,...) mais leur concentration dans l'eau reste faible, bien en-deçà des limites considérées comme dangereuses. Certains incidents survenant dane l s fonctionnemen s installationce e d t s nucléaires peuvent toutefois provoquer tempo- rairemen e radiocontaminatioun t n plus marquée e tout.D e façon cheminemene ,l t de ces éléments dans l'écosystème aquatique est encore imparfaitement connu : la concentration dans la chaîne alimentaire est possible, comme pour les métaux lourds et les micropolluants organiques. On sait en tout cas que des organismes tels que les mousses, les mollusques bivalves et dans une certaine mesure les poissons, accumulent fortement certains éléments potentiellement dangereuxs .Le échanges possibles entre l'eau et les sédiments et les phénomènes de piégeage des radionucléides par ces derniers doivent aussi faire l'objet de nouvelles recherches.

3.4. La dégradation physique et la pollution mécanique

n plupollutions E de s s d'origine domestique, industriell u agricoleeo , l'homme transforme les cours d'eau pour la navigation (construction de canaux, d'écluse barragese d t e s , dragag s fonds)de e , pou constitutioa l r réservee nd s d'eau (édificatio grande nd s barrages-réservoirs), pou lutta l r e contr s inondale e - tions ou l'érosion (curages, rectifications, empierrement ou bétonnage des rives)... La dégradation physique causée par ces travaux est souvent catastrophique

106 pou e fonctionnemenl r e l'écosystëmd t e fluvial destructioa l r .Pa biotopess de n , l'uniformisation du lit et du régime hydrologique, on atteintun degré d'altération important et parfois irréversible, qui va de l'élimination temporaire de la végéta- tion et de la faune qu'elle abrite (d'où une diminution de la productivité-et du pouvoir autoépurateur) à une altération définitive dont les effets les plus specta- culaire marquene s niveau a t peuplements ude s piscicoles e plus.D barrages ,le s ralentissent ou empêchent le déplacement des poissons, touchant ainsi la recolonisa- tion naturell e certained s secteur migrations le t e s s reproductrice e certained s s espèces (disparition du saumon et de l'alose dans divers fleuves européens). Enfin, les travaux dans les rivières ou le rejet de matières en suspension (par exemple «a« e lavagxd carrièress de e l'oe ) qu son ne causa c l t e d e appell pollutioa l e n mécaniqu ell: e e entraîn e turbiditun e eaus de ëx (d'où effet photosynthèse)a l r su n colmatag,u s fondde e s (d'o ùa a florfaun l l effe t r e su t du fond provoqut )e e notammen s traumatismede t branchies de s s chepoissonss le z .

FLORA FAUNA L L T EE . 4 AQUATIQUE, "INSTRUMENT MESUREE SD QUALITA L E "D E ECOLOGIQU EAUS EDE X

Toute altératio caractéristiques de n s physique t chimiquee s s d'une rivière entraîne inéluctablemen modificatioe un t e l'ëcosystèmnd e tout entierr ,su le plan de la composition floristique et faunistique, de la structure des biocénoses et de l'efficacité des grands processus fonctionnels tels que la production primaire, les divers maillons de la consommation et la biodégradation. n faiU t importan granda l t ees t différence existant entrs le e divers types naturels d'eau courante en ce qui concerne leur résistance aux pollutions et altérations anthropogènes : concrètement, une même décharge d'effluent aur n effeau t écologique très variable suivan s caractéristiquele t s naturelleu d s cours d'eau dans lequel elle s'effectue. Il est évident qu'au niveau d'une gestion rationnelle des eaux, cela conditionne notamment l'adaptation des normes de rejet à la rivière concernée et le choix des sites d'implantation des industries ou autres sources de pollution. A cet égard, les eaux fluviales, généralement riches en sels minérau productività t xe é biologique naturellement élevée caractérisene ,s t d'ordi- naire par une capacité autoépuratrice considérable, qui leur assure une résistance maximal multiplex au e s agressions qu'entraîn e utilisatioun é n humaine souvent dense et multiforme. Il n'empêch a dégradatiol e qu e e l'écosytèmd n e fluvial peut revêtir un aspect catastrophiqu altératioe un : e n même très temporaire peut entraînen u r dommage plu moinu o s s irréversible pou a fauna florl l r t e aquatiques, c'est-à- dire pour tout le fonctionnement du système. C'est le cas par exemple d'une

107 pollution toxique aiguë, d'une chute importante du taux d'O dissous, de chocs thermiques brutaux,... On comprend aisément dès lors que, à côté de l'analyse directe des polluants dans eauxle s e soien,s t développée méthodes de s s basée r l'étudsu s e des organismes aquatiques visant à la détection des pollutions et à l'appréciation de la qualité écologique des eauxX.es analyse physiques et chimiques effectuées dans les eaux ont leur spécificité et par conséquent leurs limites : elles donnent essentiellement la possibilité de déterminer la nature des pollutions et les concentrations des substances polluantes, mais elles ne permettent pas d'en mesurer les effets sur le milieu aquatique. C'est précisément le rôle de l'analyse biologique que de déterminer l'impact global des pollutions sur l'écosystème aquatiqu s composantsse u o e . e plus e fauD perdrs e n que pa vu l t ,i ,e d e dan rivières de s ù l'oso n rejette des effluents domestiques et/ou industriels, la composition chimique de l'eau peut varier fortement dans le temps; une mesure effectuée à un moment donné n'est don représentativs cpa qualita l e ed é moyenn l'eae l faudred i : u a faire plusieurs mesures, ou mieux des mesures en continu, pour obtenir des valeurs représentatives. Or, les peuplements d'animaux et de végétaux aquatiques subissent toute variations ce s leu: s r étude permet donc l'intégratio qualita l e s nd de é eaux dans le temps, ainsi que, souvent, la détection des pollutions discontinues ou passagères. n peuO t distinger deux grands type méthodee d s s biologiques (cf. e.a. Pesson, 1980). La première catégorie est basée sur l'étude de la nature et de la compositio peuplementss nde méthodes ;ce s aboutissent souven valeurs de à t s chif- frées appelées indices biotiques et permettent d'apprécier globalement la qualité des eaux s algue.Le s microscopique n particulie(e s diatomées)s le r bryophytes ,le s et les macroinvertébrés benthiques sont les organismes le plus couramment pris en considération dans ce type d'études. a secondL e approch basét r es l'accumulatioe su e n particulière de certains polluants par des organismes, qui sont utilisés comme détecteurs et estimateur s pollutionce e d s s (micropolluants organique minérauxt e s , éléments radioactifs). C'est ainsi que les mousses aquatiques se sont révélées §tre d'excellents bioindicateurs de la disponibilité du milieu aquatique en métaux lourds n radionuclëide,e probablement e s pesticiden e t s (PC t Y-HCH)Be :

- elles stabilisent la grande variabilité se manifestant dans le milieu aquatique; - elles concentrent fortement les métaux lourds, les radionuclëides et dans une moindre mesure les pesticides, ce qui facilite grandement l'analyse;

108 - elles permettent d'estimer par exemple la portion disponible d'un métal, dont la concentration globale dans les eaux a biologiquement moins d'importance que la forme sous laquelle il s'y trouve. Il ne fait pas de doute enfin que le développement des recherches à la fois in situ et en laboratoire sur 1'autoécologie des principaux organismes aquatiques et sur le comportement des divers polluants en fonction des variations de l'environnement physico-chimique permettra un nouvel essor de l'étude intégrée de l'ëcosystème fluvial. C'est là un fondement essentiel de la modélisation n fonctionnementdso e , instrument efficient d'estimation prévisionnelln so e d e devenir face à des impacts humains prévisibles et base de l'établissement des normes qu'impliqu a sauvegardl é e d'une qualité a pluparexigél r s utilisapa ede t - tions de cette ressource naturelle.

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110 BIOLOGICAL ACTIVITY AND SEDIMENTS

G.C. CADEE Netherlands Institut ResearcSea efor h (NIOZ), Den Burg, Texel, The Netherlands

Abstract-Resume

BIOLOGICAL ACTIVITY AND SEDIMENTS Depositfeeding, burrowing and irrigation of burrows by bottom-dwelling organism majoa s rha s effec n processeo t e sediment-wateth t a s r interface. f thesO e different bioturbation activities, depositfeedin e besth ts i gstu - die n freshwatei d e seath .n i s wela Eithe rs a l r produced faecal material is collected quantitatively or the burial and redistribution of a distinc- tive marker horizon deposited on the sedimentsurface is measured. Examples are given from the vast literature. Usually depositfeeding shows a clear seasonal variation. Bioturbating organisms provide a mechanism for migration/diffusion of artificially introduced radionuclides into the sediment, particularl f suci y h radionuclide e adsorbear s o sediment d t particles- De . position of such particle-bound radionuclides will be enhanced by suspension- feeders n freshwateI . r biodepositio d bioturbatioan n n wil e mosb l t important in the lower reaches of rivers and in lakes, where Zooplankton and zoobenthos populations are higher and sediments finer and more appropriate for deposit- feeders .

ACTIVITE BIOLOGIQU T SEDIMENTE S L'activit s organismede é e nourrissen s e fondd si qu , e sédimentsd t , creus- ent des galeries et assurent la cirulation forcée de l'eau, a un effet important sur les processus qui se déroulent à l'interface eau/sédiments. Parm s diversece i s activité e bioturbationd s , l'ingestiot es t cell i es n qu e la mieux étudiée u douc merea e d n eu bieu e ,O . commn recueill ea o n n e e les déjections produites, ou bien on mesure l'enfouissement et la redistribution d'un horizon-repère distinctif déposé à la surface du sédiment. s exempleDe s sont emprunté sà l'abondant e littérature existan a quesl r -su t tion. On observe généralement chez les mangeurs de sédiments de nettes variations saisonnières s organismeLe . s bioturbateurs constituen- mé n u t canisme de migration et de diffusion des radionucléides artificiellement introduits dans le sédiment, en particulier si ces radionucléides sont ad- sorbés sur les particules sédimentaires. Dans ce cas, le dépôt des radio- nucléide t renforcs organismees sle r pa é e nourrissans s s particulede t n e s suspension. En eau douce, la biodéposition et la bioturbidité seront ex- trêmement importantes dans les portions inférieures des fleuves et dans le s populations le lac ù o s e zooplanctod s e zoobenthod t e n s sont plus nom- breauses et les sédiments plus fins et mieux appropriés pour les organismes fouisseurs.

111 l. INTRODUCTION

The present time of overspecialization in the natural sciences is dangerous as it often hinders contacts of workers in different area researchf so . Therefor thineI k meetings like this one, bringing together scientists from many different fields, are very awar fa yuseful e frotime ar th me universaa e. W l naturalist like Alexande Humboldn rvo t could writ s "Kosmosehi whicn i " gave h e anaturae n th overvie l p lal ga sciencesf wo a momen e e th se t tI .A increasin sizn i g e between even such highly allied field freshs sa - water and marine ecology. In many countries (my own included) different institute foundee sar researcr fo d freshwaten i h d ran marine habitats. Different textbooks exis freshwater tfo d ran marine ecology. Results are published usually in different journals and - more serious - from the reference lists it is often visible that papers on related topics in the other area are not cited and therefore probably simpl knownt no y . Ther mane ear y differences between freshwater and marine habitats, there is for instance hardly any organism which is able to live in both environments. Limnologt Bu Oceanographd an y y have many field f studso commonn i y , and advances in either area may be used in the other. One of these fields is the biological activity in sediments usually called bioturbation, whic paperhy topie m th wilf co e .lb Another remark is worthwhile to repeat here (Cummins, 1974): the assumption that species recognition is the fundamental prerequisit r ecologicafo e l insigh proves ha wrons ti d dgan particularly troublesome in the study of running freshwater ecological systems sucn .I h systems immature stages (nymphs, larvae insectf )o s usually dominat macrobenthie th e c invertebrate populations, whereas only the adult insects can be identified to species. One can overcome such difficulties by the distinction of functional group organismsf so . Such functional groups with regards to feeding methods have been distinguished already long o (Jordanag , 1913; Blegvad, 1914; Yonge, 1928d enlargean ) r dou insight intfunctionine oth ecosystemf go s enormously freshr .Fo - water ecosystems Cummins (1973, 1974) give lucisa d review. primare Th y produced food availabl animale th o rivern et i s s is collected in different ways. So-called shredders deal with

112 large plantmateria mostll- y leave wood san d introduced froe mth land. Scrapers have found methods to graze algae etc. from hard substrates. Collectors either feed on suspended material (filter or suspension feeders) or collect it from the bottom sediments (deposit feeders).

2. BIOTURBATION

This paper will deal mainly witdeposie th h t feeder particd an s - ularly with the effects their feeding methods, burrowing and irrigation of their burrows have on the sediment. All these activities are gathered under the name bioturbation and may effect accumulation and transport of radionuclides. Bein marina g e ecologist, experienc y mosm f to e with bioturbation is from the marine environment, especially the intertidal estuarine wil areaI alse t lus o ,bu results obtainen i d other areas including freshwater. At the meeting in Mol I could illustrate bioturbation wit fila h mInstituter madou t ea , which showe differend5 t bioturbating organisms Dutce livinth hn i g Wadden Sea at work (Hobbelink & de Wilde, 1973). This film illustrated better tha y talnm k could, that bioturbatioa s nha major effect on processes at the sediment-water interface. The literature on bioturbation is increasing rapidly, fortunately there exist good review papers of which I will cite Rhoads (1974), Petr (1977), Turekian et al. (1978) and Lee & Swartz (1980). Pig. 1 shows the different methods deposit feeders use in collecting sediment from which they obtain their n foodca e .W discern surfac subsurfacd an e e feeders .speciaA l grou surfacf po e feeders consists of so-called funnel feeders, e.g. Aï>eni.Gota marina, which transport large quantities of sediment from the surface through the animal and deposit it again at the surface. An important group of subsurface feeders is formed by the so-called conveyer- belt feeders which transport subsurface sediment sedimene th o st t surface (Peotinaria, Heteromastus, Tubi-fex) . Some species transport surface sediment downwards feedine .Th g activit activaty yma e resuspension (Yoldïa, Peatinavia) or, due to pelletization, work against resuspension. Usually bioturbation gives a higher water

113 -A—é^P^-

^SfcrS^

Fig. 1. Diagrammatic representation of some bioturbating organisms. From lef righto t : Arenicola marina (polychaete) funnel- feeder, surfacefeeder,- Heteromastus fïl-iformïs (polychaete) subsurface feeder; 'Peotinafia . stubedwellinsp g polychaete) subsurface feeder; Macoma ba1th~ioa (bivalve) surface feeder; Corophivm vol-utator (crustacean) surface feeder; Hydrobia uVoae (gastropod) surface feeder. Below right: Errant polychaete crawling through sediment. As indicated Macoma, Coroph'iim and Pectinaria enhance resuspension of bottom- sediments. Heteromastus and Peotinaifia are so-called conveyerbeltfeeders transporting subsurface sediment to the surface.

contensurface th f to e sediment layer generan .I l bioturbation results in a well mixed surface layer the depth of which depends on the depth down to which organisms burrow and especially feed. In freshwater Oligochaetes belongin tubificide th o t g e sar the most important bioturbators occurrin largn i g e densities 2 feedind an m g 0 belo 00 sedimene 0 wth 10 > t surface. Other organisms effective as bioturbators in freshwater sediments in-

114 elude midge larvae belonging to the Chironomidae, crustaceans like the amphipod Pontoporeia and a number of organisms crawling throug surface hth e sediment layer (clams, meiofauna elements like nematodes, cladocerans, ostracods) wor.e bion Mosth ko f -to turbation in freshwater relates to lakes (e.g> Davis, 1974; Davi al.t se , 1975; Appleb Brinkhurst& y , 1970; Krezosk al.t ie , 1978; Fishe al.t re , 1980; Rippe Jewson'& y , 1982; Robbins, 1982). Only few papers deal with bioturbation in rivers (e.g. Wachs, 1967; Smit Heinh& , 1971; Teves al.t ze , 1980).

3. MEASUREMENTS OF BIOTURBATION

Measurements of the amount of bioturbation can be divided in in situlaboratord an y methods, moreove divisiora possibls ni e in studies relatee effect e specieth on o t df so s onld studiean y s bioturbatineffecl e oal th n f to g organisms together. For estimate amoune th f f sedimentso o t reworkeo dtw approaches have been used: either produced faecal material is collecte volumetrir fo d c and/or mass determinations buriae th r l,o and redistributio distinctiva f no e marker horizon depositen do the sediment surface is measured. A variety of marker horizon types have been used including coloured particles, stained pollen grains and radioactive labeled materials. Particularly this last metho powerfus i d enablet i folloo t s la s su markewa r horizon during the experiment (Robbins et al., 1979; Fisher et al., 1980; Robbins, 1982). It is interesting to note that these two approaches mentioned were already use Darwiy db n (1837, 1881r fo ) his work on the effects of earthworms! He collected faecal material broughsurface th o earthwormt y eb regulat sa r intervald san studied the rate at which burned marl and cinders deposited on the surface disappeared belo surface wth depositioy eb faecaf no l materia f earthwormlo surfacee th t sa thin .I s case particlef so the marker horizon wero ingestee larg b earthworm e to o th et y db s and therefore they san kfeedine th dow o nt g depth. Rhoads (1963) measured sediment reworkin- bi ge th rat f eo valve loldia limatula e laboratorth n i y usin speciaga l laboratory set up for the collecting of the reworked sediment. Measurements were rangmada t temperaturef ea eo laboratore th n si witd yan h

115 ml/m .day

1000- n.S

O °N 0

1 1 1

4000-

3000-

2000-

\ \ \ \ \ 1000- \ a \

j' F'M'A'M'J'J'A' so ' N 1D1

-2 -l FigFiel. 2 . d datsedimenr afo t reworking raty b e) (ml. d m Aren-ioola marina for two tidal flat stations in the Dutch Wadden Sea. Data for 1970 (o) and 1975 (D) combined, seasonal curve fitte eye.(ay db ) station with average _2 densit statio) (b 42.f , yo n 5m wit h average density _2 m 5 o(Fro8 f m Cadée, 1976).

116 ml/m ml/m

1000-

500-

11 10 20 C 0 10 20 °C

Fig. 3. Monthly average sediment reworking rate by Arenieola mavina plotted against monthly average temperature on tidal flat for the same two Dutch Wadden Sea stations as in Fig. 2 (From Cadee, 1976).

dat densitien seasonae ao th fiele d th dan n l si variation ni temperature, estimates of the amount of sediment reworked in the field coul madee db . Freshwater tubificids have been studie variouy db s authorn si the laboratory in sediment columns held in an upside down position to facilitate collection of the faeces (Alsterberg, 1924; Appleby Brinkhurst& , 1970). Cadée (1976) studied the amount of sediment reworked by the polychaete Arenicola mowina fiele tidaa th n do n le i th fla n ti Dutch Wadden Sea. Sampling plots were cleare faecef do s just before emersion and the new produced faeces was collected approximatel hour2 y s later befor flate eth s were flooded again. variatioy da Dao t y s largnwa e (Figstilt bu .) lseasonaa 2 l variation can be observed. The number of animals per square meter remained approximately constant. Although temperature and food

117 availability influenc seasonae eth l curve alsreproductive oth e cycle interferes strongly witsedimene th h t reworking ratet :a comparable temperatur autumn ei n A.Ten~ico1a rework r lessfa s sediment than in spring (Fig. 3). In autumn they produce sexual products, they spaw Novemben i n thit a r s locality. This illustrates that measurements of temperature effect on the sediment reworking rate obtaine laboratore th n i d y cannot always simply be extrapolated to seasonal variations in the field situation polychaete .Th e Hetepomastus filiformes, which feeds on subsurface sediment but also deposits its faeces at the sediment surfac s studie same y e(Cadéewa th ewa n i d , 1979 )Seasona. d lan yea yeao rt r variations wer thin ei s case largelo t e ydu variation densityn si . Aller & Dodge (1974) worked with a coloured marker horizon deposited on top of the sediment in Discovery Bay, Jamaica. This enabled the measuro t m e sedimeneth t reworkin gtotae th rat lf eo populatio deposio situ.t n ni e Du t feeders sediment from beloe wth surfac deposites i e colouree th n do d layer which consequently sinks down. The sinking rate gives a measure of the sediment reworking particlee rateth s .A s were small enougingestee b o ht y db the deposit feeders they reached again the surface after entering the feeding depth. As a result they became well mixed over the bioturbated zone. Measurement sedimene th f so t reworking rate can be made before the particles reach the surface again. Nice results were obtained wit radioactivha e marker horizon consistin f Cesium-13go 7 labeled illitic clafreshwated yan r tubificids (Oligochaeta) (Robbin al.t se , 1979; Fishe al.t re , 1980) Tubificids, at densities comparable to the field situation of 2 100,00 wer, 0m e kep smaln ti l containers with lake sediment.A thin layer of 1 mm of labeled sediment was added on top. The distribution of Cesium-137 activity was determined by vertical scanning at regular time intervals. Again the sinking rate of the Cesium activity maximum gives a measure of the amount of sediment reworked (Fig. 4). This .experiment is also a nice example of what can be the effect of bioturbating organisms on vertical migration of artificially introduced radionuclides into the sediment. Moreover clearls ,a y indicate i.a.y db Robbins (1982), due to bioturbation contaminated sediments remain longer in

118 IO /f

lo- ot»

10- cm

137 Fig. 4. Cs activity profiles (in counts per second) at different times after additio tubificidf no smalo st l containers with lake sediment and a 1 mm layer of Cesium-137 labeled illitic clay deposited at the surface, (a) start experiment, (b) after 4 days, (c) after 30 days, (d) after 120 days (redrawn from Fisher et al. 1980).

contact with overlying water than cas e woulth e e dwithoub t bioturbation. Newly deposited uncontaminated sediment would prevent this contact when no bioturbation occurred, but bioturbation mixes contaminated and newly deposited uncontaminated sediments. Marker horizon alse sar o provide naturally db y occuring radioisotopes (Turekian et al., 1978). To be of use in bioturbation studiefiele th dn s i they mus e shortlivedtb . Without bioturbation such shortlived radionuclides would occur only at the sediment surface. Lead-210 yea2 wit2 rha half lifbees eha n slowle th user y fo ddepositin g deesedimentsa pse . Thorium-234 (half life time 24 days) for the shallower areas which higher

119 sedimentation rates. Thorium-23 produces 4i radioactive th y db e deca Uranium-23f yo 8 whic homogeneousls hi y distributee th n i d oceans. Thorium-234 is removed from the water column by adsorption and sedimentation. In estuarine areas its mean life in the water column has been estimated at only 1 to 10 days. This continuous productio rapid nan d removal make Thorium-23 idean 4a l trace estuarinn ri e bioturbation studies. Lead-212 s 0ha sources: It is produced by radioactive decay of radon-222 in the atmosphere and by radioactive decay of radon-226 in the ocean. Settlin oceae th settlino nt n go bottoe du gs i m particle s which scavenge lead-210, also here we have a continuously supply of lead-210 to the sediment.

4. BIOTURBATION AND MOLECULAR DIFFUSION

Exact mathematical modellin bioturbatiof go difficuls ni t because of the variety, irregularity and complexity of the various bioturbation processes. The usual approach has been to lump all processes together and describe bioturbation simply as a random mixing process. Guinasso & Schink (1975) and Berner (1980) give a good introductio thio t n s modelling e equatio.Th n commonly use describo t d e mixin classicaa fore organismy gb f th mo n i s li s diffusion equation (assuming that the time scale of sediment accumulation is much larger than that of mixing). The measure of the efficiency of biological mixing of sediment particles is calle biologicae th d l mixin diffusior o g n coefficient. This coefficient is determined by fitting the observed exponential decreas concentrationf eo s with depth (e.g Lead-21e th . d 0an Thorium-234 curvesdiffusioe th o )t n equation. Duursm Hoeda& e (1968) provided graph solvo st e this problem graphically. Such biological diffusion coefficients derived from the application of mixing models to observed gradients in the sedi- directlt no men e tar y comparabl bioturbatioe th o et n rates obtained from measurements of the amount of sediment reworked, due to the units required by the diffusion models (centimeter squared per unit time). However, Guinasso & Schink (1975) (see also Lee & Swartz, 1980) indicate that a rough estimate of this biodiffusion obtainecoefficiene b y ma d) usinD ( tformule th g a

120 Table 1

BIOGENIC MIXIN D MOLECULAGAN R DIFFUSION COEFFICIENTS R PARTICLFO D E BIOTURBATION R FLUIFO DD ,BIOTURBATIO N o cm 2se1c Freshwater lake D 0.6-0.9xlOs ~ Fishe t al.198e r 0 Rippey & Jewson,1982 Marine intertida „ l0.7-4.1x1 0 Guinass Schink,197& o 5 nearshore „ 0.1-2.8xlO_g O xl Turekia 4 -1 t al.197 e n1 „ 8 deea se p ————————————————I__———————______nearshor D 0.1eO Aller,197xl - 3 8 _ Molecular diffu e F -Swartz,198& 2.4x1e Le 0 0 sion coefficientO xl s NH/7 i ^t /? If IT tl in sediments Cl~ 5 xlO Duursma & Bosch,1970 Ru 1x10 -1 0Duursm aGross,197& 1

D = LV where L is the mixing depth (in cm) and V the sediment 32 reworking rate in cm /cm .sec.

Table I gives values for D from the literature compared with some data on molecular diffusion in sediments. It will be clear that biodiffusion can only be effective if the biodiffusion coefficient exceeds the molecular diffusion coefficient. Besides sediment particle reworking organisms also perform so-called fluid bioturbation (D.), particularly through irrigatiof no their burrows for feeding and/or respiration. Much less data are available on this fluid bioturbation. Aller (1978) made some determinations which indicat least a e ordee s tthai on f . ro tD i magnitude higher than D, . Also in this case it will influence b diffusion of dissolved substances in the sediment only if D. exceeds the molecular diffusion coefficient.

Pig. 5 (from Duursma & Eisma, 1973) illustrates the relation between penetratio moleculad nan r diffusion coefficient. Vertically is indicate depte dth penetratiof ho percen0 1 a f tno concentration front into a sediment from an overlying water mass with a constant radionuclide concentration. The horizontal axis gives time,also on a logarithmic scale. The parallel lines give the

121 Fig. 5. Depth penetration of a 10% concentration level into a sediment fro overlyinn a m g water mass wit constanha t radionuclide concentration, as a function of time, for various diffusion coefficients. The range of diffusion coefficients foun variour fo d s radionuclide d (marinesan ) sediment righe shows th si tn no (from Duursm Eismaa& , 1973, Resa NethSe .: 296. 6 .J , fig. 13).

penetration of such fronts in the sediments for different molecular diffusion coefficients. Free solutions (on top) diffuse most rapidly whereas radionuclides boun crystao dt l latticee th t (a s bottom) show almost no penetration. To the right the authors have indicated observed range moleculaf so r diffusion coefficients in (marine) sediments. Comparing data from Table I and Fig.5 it follows that biodiffusion in marine intertidal and nearshore areas exceeds molecular diffusion for many radionuclides. It will be clear that the stronger radionuclides are bound to sediment particles, the lower their molecular diffusion coefficien more th e td wilan e lb important biodiffusion (D ) will become in migration in sediments.

122 5. CONCLUSIONS

In conclusion we can state that bioturbating organisms (in freshwater largely tubificids providn )ca mechanisea migrationr mfo / diffusio artificiallf no y introduced radionuclides inte oth sediment. Particularly if such radionuclides are adsorbed to sediment particles.

Deposition of such particles will be enhanced by suspension feeders either occurring in the watercolumn (Zooplankton) or living bottome th n o . Bioturbatio biodepositiod nan n wil more lb e importan e loweth rn ti reache riverf so wherd san e they pass lakes sucn ai s h environments both Zooplankto zoobenthod nan s populations are higher and sediments finer and more appropriate deposir fo t feeders.

REFERENCES

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126 PROBLEMS OF SEDIMENT SAMPLING AND CONSERVATION FOR RADIONUCLIDE ACCUMULATION STUDIES

E.K. DUURSMA Delta Institute for Hydrobiological Research, Yerseke Netherlande Th , s

Abstract-Resume

PROBLEM F SEDIMENO S T SAMPLIN D CONSERVATIOAN G R RADIONUCLIDFO N E ACCUMULATION STUDIES Aquatic sediment samplin d conservatioan g n procedure e dependanar se th n o t problem f investigationo s d thuan , s require botr radionuclidfo h d geoan e - chemical studies special consideration. A general rule is that upon sampling the natural sediment composition and structure should be optimally preserved. Conservation of bottom sediments at 4 C is a good method for material to be used for experiments (e.g. sorption studies), while deep-freezing (-20 C) is best for geochemical and biological analysis of the sediments. Freeze-drying preserves most of its structure and the geochemical speciation of substances. r studieFo n migratioo s f radionuclideo n n bottoi s m sediments, investigations n dominano t factor e importantar s , among whic e mentionear h d microbiological activities, effective sediment properties like base-exchange capacities and the presence of benthic fauna. Field studies combine with selective experiment d analysisan s , present opportunitie r optimafo s l results.

LE PROBLEME DU PRELEVEMENT ET DE LA CONSERVATION DES SEDIMENTS DANS LES ETUDES DE TRANSFERT DE RADIONUCLEIDES s procédureLe e prélèvemend s e conservatiod t e t s sédimentde n s aquatiques dépendent des problèmes d'investigation et demandent donc une attention spéciale, à la fois pour les études des radionucléides et les études géo- chimiques. Une règle générale est qu'il faut préserver au maximum la composition et la structure des sédiments naturels lors de l'échantillonnage. La conservation des sédiments de fond à 4 C est une bonne méthode pour les matériau i servironqu x s expériencede à t s (par exempl s étudede e e sorpd s - tion), tandis que la surgélation (-20 C) est ce qui convient le mieux pour l'analyse géochimique et biologique des sédiments. La lyophilisation pré- serve l'essentiel de leur structure ainsi que la spéciation géochimique des substances. Pour les études sur la migration des radionucléides dans les sédiment e fondd ss recherche le , s facteurde s s dominants sont importantes; sont mentionnées entre autres les activités microbiologiques, les propriétés effectives des sédiments, comme la capacité d'échanges ioniques a présencel t e faund e e benthique e s terrainétudel Le .r su s , accompagnées d'expérience t d'analysee s s sélectives, offren a possibilitl t é d'obtenir des résultats optimaux.

127 1. Introduction

When aquatic sediments are used for radionuclide accumulation studies, and therefore exposed to several treatments from sampling to specialised experiment introductioe th , s artefactf no s during these treatments si well possible backgroune .Th d questio understano t s ni d whethee rth obtained result variouf so s investigations with these sediments still reflect the natural processes,(1). It is therefore very essential to know possible changes in sediment quality fromomene mth samplinf t o aquati e th f go c sediment, durine gth conservation on boardship or in the laboratory, and caused by handlings like subcoring, bringing it in suspension or as thin-layers. Are the propertie e sedimentarth f so y particledeterioratet no r o somn sy i ewa r do changed obvioun ?A generad san l rul tha s bettei e t th naturae rth l situatio simulateds ni mor e resulte ,th eth supposee sar reliable b o dt e and applicabl naturao et l situation processesr so . However ,larga e problesitn i ur studiemfo tha, boundare sis tth y conditions in the field cannot easily be held constant and, if so in rare cases, this wil vere lb y difficul periodr tfo monthf so yearsr so . Thus, the investigator encounters from the start problems of deterioration of his proper sedimentary materials when semi-natural or laboratory studies are carried out. brieA f overvie impace gives th wi samplingf n tno o , conservatio subd nan - sampling derives ,a d mainly fro cooperativma e studye ,th carriey b t dou IAEA laborator Monacon i y reactionn ,o radionuclidef so s with major marine sediments (2). A number of conclusions are equally valid for fresh-water sediments.

2. Sampling

Sediment collectee b n sca d from lake, rive r seabedro coringy sb , dredging or grabbing mann .I y case physicae sth l structur e samplth f eo mighe tb disturbed, unless special precautions are taken. In particular, problems of such type can be expected with fine-grained loosely-packed sediments. Coring causes problems with top-layers ,arrivae sinc th freea t f ea lo - falling tube,material might be pushed aside, unless special devices are applied. Deep coring wit h5-1± 0diametem c r tubes, procure therefore only reliable samples from sub-surface sediments exception .A those nar e

128 from well-packed sediments from top to deep. These can be sampled properly ovefule rth l length. Top-layer corin bess i g t served with e.g. bucket cores, where a 10 x 10 or 20 x 20 cm core of 20-50 cm deep is taken from an installation, which is placed on the river or seabed. Dredging only supplies mixed top-layer sediments, which can be easily obtained technically and when the investigator is not interested in horizontal sediment structures. Large amounts can be sampled, while subsampling is possible after homogenisation (if required). Sampling, using grab methoa s si d whic applies hi d frequently, because of the possibility of identically sampling of benthic infauna, while in the meantime part of the structure of the 10-20 cm top layers is preserved. For special purposes,coring by Scuba divers is applied in shallow waters, a methodology which also has the advantage of a proper selection of the sampling site.

3. Conservation

3.1. Preservation A variet possibilitief yo s conservatioe existth r sfo sedimentf no s which are used in various investigation or experimental studies. These are: deep- freezing, air-tigh conservatiot twe temperaturw lo t conservatio, a n C) 4 ( e n with formaldehyd alcoholr eo , freeze-drying temperaturw ,lo dryin) C 0 g(4 e or 110 C drying. For preservation of organisms, either macro or meiofauna, deep-freezing seems the best method, although also conservation with formaldehyde or alcohol can be applied. For geo-chemical analysis or radionuclide accumulation experiments, preferenc gives i e low-temperaturo nt e wet conservation sinc pore eth e water-solid matter interrelationshipe sar best preserved. Only for pure chemical analysis, the various drying proce- appliede dureb n sca , where freeze-dryin requires gi analysir dfo f so partly volatile organic (or inorganic) substances (like organochlorine contaminants). e studieth r radionuclidf sFo o e accumulation shows a Fign d i n, , an 1 . dryin marinf go e clay (Mediterranean sedimen Monacof tof ) causes large changes hers adsorptio,r a fo e Co-60f no .

129 15 » = y irradiated sterile » = pretreated with CHCU A = normal

days

60, FigDistributio. 1 . n coefficienf o tK Co sorption by Mediterranean sediment in relation to the time of sorption, measured after different pretreatments of the sediment.

Thus drying of this sediment is found to cause irriversible reactions and re-wetting wil restort lno originas eit l sorption properties least ,a t tno withi periona f severado l weeks. Henc sedimente eth s taken froseae mth - bottom should be stored in such a way that the original pore-water content is preserved. Special attention require sample intercalibratior sfo n purposes, from which large quantities (several kg's) need to be homogenized. A dry powder- type sediment should be the end product. Low-temperature drying procures a looser-structured sediment, - in particular clays -, than high-temperature drying. Then weakly grinding wil sufficiente lb , while thouroughly milling is required for high-temperature dried sediments. Another point with the preparation of homogenized samples is that a pre- selectio e samplinth f no g fiele siteth dn s i favour collectioe sth n of sediments which contain already a small range of grain sizes, thus either being coarse, media finer no . Otherwise during homogenisation also a separation of coarse and fine, or heavy and light material occurs, thus requiring additional sieving.

130 Table 1. Distribution coefficients for sorption of radio isotopes as determined under oxygenated and anoxic conditions in Black Sea sediment.

Distribution coefficient Badionuclide Oxygenated Anoxic conditions conditions

» 10 X 7 4- 2 10 x 2 1- 9<>Sr 3 10 X 1 3- 3 10 X 4 !' i3?Cs 3 10 X 0 9- 4 10 x 4 3- io6Ru 1-2 X 104 4-0 X 103 3-0 X 103 3-2 x 104 «°Co 6-0 X 103 1-4 x 104 3 10 x 2 5- 4 10 X 8 4- i«Pm 54Mn 4-6 X 104 4-3 X 103 3 10 X 0 9- 4 10 x s5Zr/»5N 2 1- b i44Ce 9-0 X 104 1-2 x 104

Note. The sediment was collected at 44°22'N, 35'10'E see Duursma and Eisma ( 2 )

3.2. Microbiological influences Freshwater, estuarin coastad ean l sediments contain usually higher amounts or organic matter than deep-sea sediments. Due to an excess of organic matter sediments may be anoxic, for which classical examples are some lake sediments, muddy estuarine sediment fjord san Black-Ser do a sediments. geochemicar Fo l studies, marine anoxic core deep-frozee sar aird nan - tight stored, which should be certainly also advisable for other anoxic sediments e sam.Th e migh valie t b oxi r dfo c sediments which would turn anoxic during storage at 4 C or room temperature. Whether anoxic or oxic conditions influence the accumulation of radionuclide questioa s si n which depend specifie th n so c reactions these nuclides have under the different redox potentials of the sediments. The presenc bacteriaf eo additionas "a , l majoa binders e knowt b r no o nt s "i effect. Thi partls si y illustrate Figy db . Microbes1 , which certainly are present in freshly sampled sediment, did not influence noticeable the Co-60 adsorption. The K curves for normal, gamma-ray sterilized and CHCl,. sterilized sediment wer t significantleno y different. sometimes Iti s overestimated that sorption under oxi anoxir co c conditions would largely change the behaviour of elements in sediments. Well known are those for different oxidation states as Fe and Mn, but for elements with mono-valences this is not a general rule. As is demonstrated in Table 1, the differences in K, (dimensionless and determined per ml dry sediment

131 anwaterl dm ) between oxi anoxir co c condition rarele sar y larger thana facto whic, r10 h meane s th ordee that, th magnitud 0 f ro t ,-1 a 0 1 f eo 3 4 mobilit thesf yo e element sedimenn si stils ti l low. Thus, it may be concluded that, although microbiological activities are importan determinatioe th r tfo redoe th xf n o climat f sedimentseo d ,an thus relat othed O ,H„San o _ ret ,NH majo r compounds effecte ,th accun so - mulation processes may not be very large for all trace elements. Some chemical processes are independent from the redox potential.

4. Specific problems involved

4.1. Time-quantity relations If migration of substances in sediments is to be studied, migration pro- gresses in a few mm's or em's may be so slow that too much time would be involved (month's, years distinguiso )t h this migratio direcy nb t observations and measurements. The following question is, which quantity of sediment mg'sr (kg'so thes s i ), g' n require tacklinr dfo problee gth m and what "indirect" method mose sar t reliable. Fig. 2 shows that these indirect methods might be very valuable. The so- called calculated diffusion coefficients meet approximately thos deterf eo - mined ones, which demonstrates that a methodology applying a few mg's to determine a sorption distribution coefficient K. and calculate the apparent diffusion coefficien D-moleculas a tD rx (1+Ksenses ha ) . ci Nevertheless a general validity of "indirect methods" also implies that fo specifira c case (river, lakd speciaean l elemente b t ) no thi y sma true, thus the relationship with direct methods has to-be tested again. However, the principle of using indirect methods is proven to reveal a great many more data for a larger number of sediments and radionuclides.

Grain-siz2 4. e problems. Accumulation of radionuclides and trace metals by sediments are by several investigators frequently related to clay-mineral fractions, either taken as contene th m y (1,4y b f aluminiu6 t o 1 r )o < e K-40r th mo . Howevert ,no only < 16 ym fractions do contain the clay minerals. Illite, Mica, Chlorite, Montmorillonite and Kaolinite occurred also in the investigated 2-25, 25-63 and 63-25 investigatefraction9 m 05 y e th f so d ocean sediments.

132 90Sr 137Cs 106Ru 59Fe 65Zn 60Co U7Pm 5iMn 95Zr/Nb 1UCe

FigApparen. 2 . t diffusion coefficient radionucliden te f so s with Mediterranean sediment (off Monaco) as calculated from the K 's (column left) and as determined by a 1 year diffusion experiment (column right) (4°C)= t ,

TABLE L Distributio f radionuclideo n s sorbe y differendb t grain size fraction f Dutco s h Wadden Sea sediment and Mediterranean sediment. The sediments were suspended radionuclide-enrichen i water) a monte sedimenwatea se g on d se 1 0 r h0 (3 r.fo 2 n i t Size fractions were separated by sedimentation technique using a 100 cm column content1 0 o2 f r *6ZFo . n another Mediterranean sedimen s usewa dt with 2.3% < 4 (im, 12.7% 4-8 jjun, 24.9% 8-16 ion, 49.2% 16-32 |im, 7.6% 32-64 jxrn, and ) (2 n ur 4 6 3.3 > % Size fractions Distribution coefficients3 10 X

wght) «°Co 147Pm "Afn M

Dutch Wadden Sea sediment <4 3.7 ± 0.8 26 6.2 4.7 540 112 220 280 97 670 124 4-8 8.4 ± 1.9 0 16 5.2 510 380 430 320 480 1220 540 8-16 5.6 ± 2.0 0 12 7.3 370 490 59 0 8.0 1040 950 16-32 9.5 ± 3.2 0 5.4 0 53 260 65 0 35 66 120 32-64 21.7 ±4.5 0 1.6 3.1 76 0 3.7 0 1.4 42 3.3 >64 51.1 ±4.9 0 0 0 0 0 5.8 0 0 0.3 0.4 Mediterranean sediment <4 6.2 ± 1.9 5.9 0.5 7.8 63 97 140 130 23 160 41 4-8 39.1 ± 7.5 9.3 2.3 34 183 140 820 101 76 310 147 8-16 36.5 ±8.6 7.6 1.4 22 118 150 730 4.5 61 150 82 16-32 15.2 ±4.2 2.5 1.3 11 101 140 540 0.8 41 290 73 32-64 3.0 ± 1.3 15.0 2.8 41 15 68 380 24 19 117 32 >64 0 — — — 5.2 — — —

133 Equally, as is shown in Table 2, the K 's of ten radionuclides and two sediments demonstratt no o ,d e clear inverse proportion relations with grain sizes. However, such phenomena are found for total radioactivity in the _r <-) Irish Sea e specifi.Th c radioactivit0 1 yCi/c x ) (3 4 m0. ± thers y3 wa 1. e Clea thas ri t these points require serious attention withou prepossesseta d stand-point.

4.3 Effective sediment properties As known with soil investigation empiricallf o e us e sth y determined properties may have effective applications with regard radionuclide or other substance accumulation. These propertieparameterse th e b n sca : media sortins nit graid gan n) facto siz D ( er (a), specific surface area, base-exchange capacity and the clay-mineral composition of the various grain-size fractions. Correlation earliee th K,'f so r srfo mentioned radionuclides with d these parameters, showed that both the specific surface area and the base- exchange capacity gave better fits than median grain size and its sorting factor, or a calculated exchange capacity on the basis of the clay-mineral composition. These correlations were only truradionuclider fo e s with ion-exchange- like reactions and less obvious or absent for radionuclides, that preci- pitate on any kind of surface, also of sedimentary particles.

4.4 Benthic fauna Since meio and macro zoobenthos can cause bioperturbation of aquatic bottom sediments, their effective role should be studied in many events. Meiofauna is characterized as the group containing all organisms larger than bacteria and smaller than 1 mm. This group contains among other species nematodes and harpacticides ,which move around in the pore waters of the top layer of practically all oxic (and sometimes partly anoxic) sediments. 2 They may reach concentrations of a few million individuals per m . Macro zoobenthos concerns organisms like oligochaetes (polychaetes, molluscs, crustaceans etc, which cause sediment mixing from top to approximatel intermediatt a deem c r po 0 2 y e layers. The analysis of meiofauna requires normally freshly sampled sediment (and skilled taxonomists), wher resulte eth s should give some information

134 on diversit speciesf yo , their biomassecundare th d san y production (reproduction inacrofaunar Fo ). , deep-frozen sample preservee b n sca later dfo r analysis, where also species diversit biomasd yan s distributio essentiae nar l parameters to be determined. The effect of these groups of organisms on migration of substances into, rivere th f ,o t insidlak ou seaber eo r eo d underestimatedshoule b t dno . The meiofauna is known to be able to "speed up" the molecular diffusion by diffusioe th s a r n fa coefficiens a n factoa te f ro t concerns (from about 2 4 - -5 10 to 10 cm /s, where for the macrofauna a perturbation of the sediment particle foune b resulo n t dsca diffusion ti n coefficientf so —7 — 8 2 10 to 10 cm /s, or several turnover times per year for a 10 cm layer.

5. Conclusions

Samplin conservatiod gan aquatif no c sediments require different kinf do attention, depending on the purpose for which those sediments are collected. Experiments with micro-quantities (mg's) may have useful results, where research with larger quantities poses some problems. Sediment properties may not necessarly correlate with all kind of radionuclide sorption behaviours, although some generalitie geochemican so l basis migh discoverede tb e .Th living part of aquatic sediments should neither be overestimated but also not be underestimated with respect to their influences on geochemical phenomena.

referencey 6.Ke s

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135 SOME TYPICAL EXAMPLES OF THE IMPORTANCE OF THE ROLE OF SEDIMENTS IN THE PROPAGATION AND ACCUMULATION OF POLLUTANTS

U. FÖRSTNER* . SCHOER*J , * * Arbeitsbereich Umweltschutztechnik, Technische Universität Hamburg-Harburg, Hamburg * Institu* Sedimentforschunr fü t r Universitägde t Heidelberg, Heidelberg, Federal Republic of Germany

Abstract-Resume

SOME TYPICAL EXAMPLES OF THE IMPORTANCE OF THE ROLE OF SEDIMENTS IN THE PROPAGATION AND ACCUMULATION OF POLLUTANTS Sediment analyses are used to pin-point major sources of pollutants and to estimate the toxicity potential of dredged materials on agricultural land. For source assessment standardization is needed with respect to grain size effects; various method e describedar s , e.g., extrapolation techniques, mineral corrections, mechanical fractionation, chemical extractio f mobilo n e fraction f metalso s , comparison with conservative elements. Sequentia- ex l traction technique e use o ar determinst d e chemicath e l association f heavo s y metal d artificiaan s l radionuclides with specific sedimentary phases, where- by the potential availability of toxic compounds for biological uptake may eventually be estimated. The importance of such investigations in the class- ificatio f dredgeo n d material s rapidli s y increasing. Comparisoe th f o n chemical forms of stable isotopes with those of their instable counterparts - studied for Mn and Cs from Rhone-sediments - indicate significant higher leachabilities of the latter; it is concluded that the short-term chemical interaction d biologicaan s l uptake processe e enhancee instablar sth r fo de isotopes.

QUELQUES EXEMPLES CARACTERISTIQUE L'IMPORTANCE D S U ROLS D ESEDIMENT DE E S DAN A PROPAGATIOL S T L'ACCUMULATIOE N S POLLUANTDE N S Les analyses des sédiments servent à mettre en évidence les principales sources de polluants et à estimer le potentiel toxique des matériaux de dragage sur les terres agricoles. Pour l'évaluation des sources, il faut dei concernsqu norme e s c effeta dimensiol le en e se d s s grainsde n - di ; verses méthodes sont décrites r exemplepa , s techniquele , s d'extrapolation, les corrections minérales, le fractionnement mécanique, l'extraction chim- iqus fractionde e s mobile s métauxde s a comparaisol , n aves élémentle c s con- servatifs. Les techniques d'extraction séquentielle sont employées pour dé- termine s associationle r s chimique e métaud s x lourde radionucléided t e s s artificiels aves phasede c s sédimentaires spécifiques i permequ e c t, ensuite de détermine s composér de s'i a y ls toxiques susceptibles d'assimilation biologique s rechercheCe . s concernan a classificatiol t s matériaude n e d x dragage susciten n intérêu t t croissant a comparaisoL . s formede n s chimiques des isotopes stables avec celles de leurs correspondants instables - qui a été fait s provenanC et e pou n e sédimentM rd t u Rhônd s - eindiqu e lixiun e - viabilité beaucoup plus grande des seconds; la conclusion est que les interactions chimiques à court terme et les processus d'assimilation biologique sont renforcés pous isotopele r s instables.

137 1.Introduction

The major uses of river sediment analyses - especially on trace metals and artificial radionuclides, but also on persistent organic chemicals such as polycyclic aromatic and halogenated hydrocarbons - can be defined as follows: - the identification, surveillance, monitoring and control of source d distributiosan f pollutantsno ; - the evaluation of the environmental impact of polluted sediments. Sediments reflec e currentth t qualitwatee th rf o ysyste wels a m l as the historical development of certain hydrologie and chemical parameters. Comparitive analysis of the total concentrations of longitudinal profile d sedimensan t core performes i s determino t d e metal anomalie n zonei s mineralizatiof so wels na fros la m pollution sources. The study of dated sedimentary cores has proved especially useful as it provides a historical record of the various influences aquatie oth n c syste y indicatinmb g botnaturae th h l background levels and the man-induced accumulation of elements over an extended period of time. Sediment analysis is used for selecting of critical sites for routine water sampling for contaminants, that, upon being discharge o surfact d e waters t remaino o ,nd soluble, since thee ar y rapidly adsorbe y particulatdb ey thu mattema sd escapran e detection by water analysis. Thus, sediment data play an increasing role with- framewore ith n environmentaf ko l forensic investigations (MEIGGS, 198O), particularl thosn yi e cases whicn ,i hshort-tera pasr mo t pollution event is not or only insufficiently traceable from water analysis. In addition, sediments are increasingly recognized as a pollutant carriea s prope a possibld d ran an r e source contaminantf so n i s aquatic system wels s a wit s la h respecbiologicae th o t l effectf so polluted solid materials on agricultural land. Metals, for example, are not necessarily fixed permanently by the sediment, but may be recycled via biological and chemical agents, both within the sedimentary compartment and also back to the water column. This is especially vali r "dredgefo d d materials", which threate onlt - nno yor ganisms but also the quality of water. Human activity promote the accumulation of polluted sediments in the water courses and the resulting increased maintenance dredging results in a high amount of contaminated solids for which safe disposal sites have to be found.

138 2. Source assessmen d graian t n size effects Two effects must be considered when sediment analyses are used for the identification of pollution sources. Firstly, under conditions of high water discharge erosion of the river bed takes place and generally leadlowea o st r degre f locaeo l contamination. (For brief periods durin e initiath g l stage f storso m runoff, thers i e ofte vera n y significant increas metae th n li e concentrationn i s both aqueous and solid phases which can be explained by a flushing effect). Secondly, it is imperative to base metal analyses, particularly those from river sediments, on a standardized procedure with regar o particlt d e size, sinde thermarkea s i e d increasn i e the contents of metals as sediment particle size decreases. In examples from the Saddle River presented in Figure 1 (after data from WILBER & HUNTER, 1979), the grain size dependencies of heavy metal e comparear s n samplei d s taken upstrea d downstreaan m m urbanizen oa f d are t Loda i (New Jersey) e lesth sn .I contam - inated material (e.g. from river mile 16.6) generaa l decrease of metal concentrations is found with increasing particle diameter. In the polluted material there is a typical increase of metal concentrations in the clay and silt fractions; it is conceivable that the metal enrichment is due to organic matter removet no d during sewage treatment processes .A characteris - tic feature of the polluted sediments (e.g. from river mile e increas0.5th s )i metaf eo l concentrations (excep) Mn r tfo in the medium and coarse sand fractions, particularly signifi- n (FigZ d .an right)1 d C alst , ,bu Cr o , Ni , Cu , Pb canr fo t evident for iron (Fig. 1 left). This is probably due to the inpu f coarso t e waste particles. The decrease of metal concentrations in the range lOum - lOOOum grain diameter shoul e eveb d n more pronouncee th f di mechanical fractionation would more accurately separate individual particles accordin o theit g r grain size. However, this e cas d "coatings"th ean t ino s exampler fo , f iron/manganeso , e oxides, carbonates, and organic substances on relatively inert material in respect to heavy metals, such as quartz grains, act as substrates of heavy metals in coarser grain size fractions (FÖRSTNE PATCHINEELAM& R , 1980). Furthermore aggren ,a - gate formation of finer-grained substances occurs in which the relatively metal-rich clay particles participate as well.

139 Fe Zn % mg/kg 7- IRON ZINC 4000-

— RIVER 5- MILE 3000- 0.5 RIVE— i R MILE 0.5 4 X • 270ppm

2000- 3- RIVER MILE 16.6

1000-

———I——————|——————l——————[——————I——————I——————| O 10050 00 25 5 12 3 6 8 5 5 01 2 0 0 002 015 58 63 125 250 5OO 1000 (im GRAIN SIZE FRACTION

Figure 1 ; Grain size distribution of iron and zinc in two sediment samples from Saddle River, upstream (mile 16.6) and downstream (mile O.5) fro urbanizen a m d are Lodif o a w ,Ne Jersey (analytical data from WILBE HUNTER& R , 1979)

However, it must be said that the selection of certain grain size fractions - especially in the tracing of sources of pollution - remains controversial for the following reasons (see Fig 1) : (1) Sinc e largeth e r sediment fraction e lesar s s affectey b d scour and transport, they may best reflect the effect of urbanizatio e distributioth n o n f heavo n y metals oven a r extended period of time at a given location (WILBER & HUN- TER, 1979). fine Th e) san(2 d fraction (approx. 20u o 200pt m m diameter) f particulao e seemb o t s r interesdifferentiatioe th r fo t n of natura d pollutanan l t metal transport, firstly because it comprise se tota th mos lf to sediment d secondl,an y because ther mose ar et obvious differences between individual metal examples (in Fig. 1, Fe is not affected in this grain size interval by man-made effects, whereas the typical "anthropogenic" metals, e.g. Pb, Cr and Zn are significantly enriched in the same grain size fractions of the polluted material). 140 Table 1: Reduction of grain size effects in sediment samples Method______Reference (example) I. Separatio f graio n n size n (sieving20ur 4 ) THORNTON et al. (1975) fractions (mechanical) (sievingm (a 5 17 ) VERNE THOMA& T S (1972) 3 pir6 n (sieving) ALLAN (1971) 20 urn (sieving) . (1980JENNal t )e E m (settlinp 2 g tube) . (1972BANAal t e T) II. Extrapolation from Metal/percent 16 urn . (1971e GROOD al t e )T regression curves Metal/percent 20 urn LICHTFUSS & BRUMMER (1977 Metal/percenn ur 3 6 t SMITH et al. (1973) M/specific surface area OLIVER (1973)

III. Correction for inert Quartz-free sediment THOMAS (1972) mineral constituents Carbonate/quartz-free SALOMONS & MOOK (1977) . TreatmenIV t with dilute M hydrochlori 1 0. c acid GROSS et al. (1971) acid r wito s h complexing agents (determinatiof o n 1 HC M 3 0. MALO (1977) "mobile" fraction) 0.5 M HC1 AGEMIAN & CHAU (1976) 25% acetic acid LORING (1975) EDTA, DTPA, NTA GAMBRELL et al. (1977)

V. Comparison with "conser- Metal/aluminium BRULAN. (1974al t e D) vative" elements Sediment enrichment facto /Al-backgr.l (A r ) . (1976al KEM t e )P X Rel.atomic variation ALLA BRUNSKIL& N L (1977) m S , Rb , Eu M/Cs , Se , ACKERMANN (1980) AI /Standard-AI I (1981L ) X Sc /Standard-Sc SCHOER et al. (1982) THOMAS & MARTIN (1982) e (3sild cla)Th an t y fractions compris majoe th e r carriers for both natural and anthropogenic metal compounds (although in relatively small portions); thee widelar y y distributed within the sedimentation area and are least affected by grain size effects (BANAT et al., 1972). Different method r graifo s n size correctio e compilenar n i d Table 1 ) (after DE GROOT et al., 1976; FÖRSTNER & WITT- MANN, 1979; FÖRSTNER & SALOMONS, 1980). These methods will mostly reduce the fraction of the sediment that is largely chem- ically inert, i.e. mostly the coarse-grained quartz, feldspar and carbonate minerals, and increase the substances active in metal enrichment, i.e. hydrates, sulfides, amorphous and organic materials. Separation, of grain size is advantageous because only few samples from a particular locality are needed. However, sep- aratioe fractioth f o n n les n settlinsi tham 2^ n g tube s timei s - consuming (the remobilizatio sometimes metalf ha n o s a s- s been suspected - is relatively low; JENNE et al., 1980). The fractions less than 173p d 204|aan m m contain considerable percentages of large grains whic e usualln traci ar h w e lo ymetals . Therefore e fractioth , n -^63p s recommendei m e followinth r fo d g reasons (FÖRSTNER & SALOMONS, 1980): - trace metals have been found to be present mainly in clay/ silt particles; - this fractio s mosi n t nearly equivalen materiae th o t t l carried in suspension (the most important transport mode of sediments by far); - sieving doet alteno s r metal concentration particularl- s y whe ne samwateth ef o rsyste s usedi m ; - Tiumerous metal studies have already been performed on the <63pm fraction, allowing better compariso f resultso n . In respect to the assessment of metal pollution at a certain locality e extrapolatioth , n technique e graisth botr n fo hsiz e and specific surface area of the material require a large number of samples (10-15).. Further complicating analysis is the fact thae calculatioth t e regressioth f o n n a tedioulin s i e d san inaccurate procedure s oftei t n.I impossibl o determint e e th e regressio e limiteth no t dlin e rangdu e n graii e n siz r specifio e c surface area of the sediment at a certain locality.,

142 The quartz correction method - fusion with potassium pyro-- sulfates preferentially removes the layered silicates (clays), organi d inorganian c c carbo d sulfidean n s wit a hresidu e f quarto mad p u e z plus feldspa d résistenan r t heavy minerals suc zircons a h e (THOMA t al. Se extendee b ,o t 1976 o s t d ha - ) dilution effects cause y feldsparb d , carbonate d opalinan s e sili- ca (SALOMONS & MOOK, 1977; CHESTER, 1978). Extraction of "mobile" fraction. The assessment of both sources and environmental effects of trace metals in particulate mat1 er must predominantly conside mose th rt mobile fractio f theso n e element whics, s introducei h y man'b d s activitie d bounan so t d the sediment in sorbed, precipitated or co-precipitated (carbonates and hydrous Fe/Mn-oxides) in an organically complexed form. GOLDBERG (1954) suggested tha a tlarg e portioe th f o n "hydrogenous" metal fraction in recent sediments can be dissolved by specific attack with dilute acids; a residue of relatively inertly bound metals from the natural rock and soil detritus ("residual fraction") can be found predominantly in the coarser grain sizes. The metal data thus obtained by acid extraction should compare favorably with data from the sepa- e fine-graineratioth f o n d fractio f sedimento n s (see above). Investigatio n sedimeno n t cores from Lake Erie (performed by KEMP et al., 1976) distinguished five types of elements accordin o theit g r mod f distributiono e diageneticall) (a : y

"Environmentally active" trace metal e definear s accordin- d g to a recent proposal of BOPP & BIGGS (1981) - as "those cation e separatesb than ca t d froe sild clath m an ty fractiof o n the drie d disaggregatean d d sedimen y leachinb t g wit 0 per1 h - cent hydrochloric acid at 70°C for 96 hours". Following this definition ,t consideremetalno e ar s d that aro firmls e y bonder exchangeo o t d d within mineral grains as it is not possible to remove them under natural biochemical conditions e laboratorTh . y extraction procedure uses i d designed to approximate, however crudely, the severest conceivable naturally occurring biochemical conditions, without completely degrading the sediments with a view to indicate metals available for introduction to the marine food web through biologica r chemicao l l processes.

143 mobile elements, such as iron, manganese and sulfur; (b) carbonate elements, carbonate- d calciuman C ) nutrien(c ; t element sorgani, c carbon, nitroge d phosphorousan n enriche) (d ; d metals, suc s coppera h , cadmium, zinc, leamercuryd an d d an ; (e) conservative elements, e.g. silicon, potassium, titanium, sodium and magnesium. The latter group of elements, labelled "conservative", are of particular importance when determining comparative values of metals in deposits, e.g. in order to minimize grain size effects. Aluminium was used in earlier studies, e.g. by BRULAND et al. (1974) a suitabl s ,a e reference elemen o tract e th e development of anthropogenic input into sediment profiles. Standardizing anthropogeni d "abnormalan ( c " natural) metal concentrations to the contents of "conservative elements" suc aluminius a h d potassiuman m ,percentage i.eth n o . f o e clay mineral n dusi s t sample r sedimento s t firsa s tha s glance one major disadvantage in that it gives a ratio value instead of real concentration. But it can be attempted - as DUCE et al. (1975) have done for atmospheric dust particles and LI (1981b, 1982) for marine sediments - to standardize the content a standar o t s d material, definin e enrichmenth g t factor cone th - ,s a sample e.g . th f elemen n o .E ei " "i t centration ratio of "i" to Al (Ci /C Al ) compared to the ratio in the standard material. Average crustal igneous rocks is very ofte e nstandar th use s a d d material t averag,bu e shale (e.g. TUREKIA WEDEPOHL& N , 1961) more seemb eo t srepresen - e continentatativth f o e l soils (LANTZ MACKENZIE& Y , 1979; LI, 1981b). Due to the very close geochemical relation between aluminiu d scandiuan m measuremene th m e latteth f o tr component e seemrecommendablb o st neutroe th r fo ne activa- tion analysis (SCHOER et al., 1982; THOMAS & MARTIN, 1982).

3. Metal forms and mobilities

varioue Oth f s processes, products d substrate,an f metao s l enrichmen n aquatii t c solids, three major types shoule b d distinguishe e interpretatioth r fo d d assessmenan n f theio t r sources, distribution and environmental effects: d oxygean H np risA n conten- i e t promote e formatiosth f o n metal hydroxides, carbonates and other metal precipitates.

144 Hydrous Fe and Mn oxides constitute significant "sinks" for heavy metals through the effects of sorption/coprecipitation; - in waters rich in organic matter, minerals may be solubi- e combinelizeth y b d d processe f complexatioso d reducan n - tion (THIEIS and SINGER, 1974); reincorporation of metals intsedimene th o t involve mechanisme th s f adsorptioneo , flocculation, polymerization, and precipitation (JONASSON, 1977); - metals are transported and deposited as major, minor, or trace constituent e detritath n i s l minerals derived from rock d soilssan organin i , c residues n solii d d ,an waste material. Only part of the metals present - mainly from the former types • may take par n short-teri t m geochemical processes and/oe rar bioavailable e differentiatioth r Fo . relative th f o n e bonding strength of metals in different phase, sequential extraction procedures have been developed which - in combination with biological uptake data - could also enable the estimation of the toxicity of metal pollutants. However, whereas the determination of the relative binding strength seems to pose basi- cally operational problems, the correlation with the biological parameters is as yet not satisfactory. A promising approach to bridge the gap between the chemical speciation data of the solid matter and of the biological uptake values is the applicatio f poro n e water analyses, sincwaten i - er researc- h it has been demonstrated, that the non-detrital phases of the sedimentary material (mainly with respece dredgeth o t d substances) constitute "the reservoir for potential sub- sequent releas f contaminanteo s intwatee th o r columd an n intw interstitiaone l waters" (CHE al.t e N, 1976), thus becoming predominantly availabl r biologicafo e l uptake. Before discussing the relations between chemical phases of solid substrate d biologicasan l uptak overvien ea e th n o w distributio f traco n e metal n "detrital"i s , "lattice-bound" or "residual" fractions will be given, which take part in these interactions a subordinatonl o t y e extend. Problems related to soil fertility have quite early led to the development of leaching techniques to estimate the

145 availabilit f traco y e metal n soili s r plantsfo s (JACKSON, 1958). Most of the earlier studies do not consider the various sinks for trace metals in soils. sédiment-pétrographie Ith n e field, interes s focussetwa d initially on differentiating between authigenic and detrital phases using single step leaching techniques y chemica.B l leaching with EDTA, dilute hydrochloric acid and acetic acid, the distribution of elements in detrital igneous minerals and authigenic phase n pelagii s c sediments coul e estimateb d d (GOLDBER ARRHENIUS& G , 1958). Further progres s achieveswa d introductioe bth y combinea f no d acid-reducing M agenl f to hydroxylamine hydrochloric acid and 25% (v/v) acetic acid by CHESTER & HUGHES (1967) for the separation of ferrornanga- nese minerals, carbonate mineral d adsorbean s d trace metals ("non-lithogenous fraction") from marine sediments. Recent developments in solid phase differentiations were mainly promoted by environmental studied, both in soil science and in water research. For the estimation of the relative bonding strengt f metalo h differenn i s t phases, extraction procedures have been applied, both as single leaching steps and combined in sequential extraction schemes (PICKERING, 1981; SALOMONS & FÖRSTNER, 1980). Methods for single leaching steps are given in Table 2: In determinin e amounth g f exchangeablo t e metal ionsn ,a extractant is used which contains cations more strongly bound to the exchange positions as compared with the metal ; common extractante Bad«ar e ,OAcH us N MgCl n e iond i .s Th an «- -ex changeable fraction of trace metals is still ill-defined, as is indicated by significant metal releases in replicate experiments (SALOMONS & FÖRSTNER, 1980). To release metal ions weakly bound to specific inorganic sites (e.g n carbonateso . ) extractio nHOAcM wit4 ,0. h HOAc/NaOAc (pH 5), or compiexing agents (of moderate ligand strength) has been recommended (PICKERING, 1981). A single extraction method for the determination of trace metals associated with carbonates makes use of an acidic ion-exchanger (DEURER et al.,1978) Dissolution of the amorphous (or "poorly ordered") inorganic e promotephaseb n sca y reducin b d e iromanganesd th gnan o et lower valency states, e.g. through reactions with hydroxylamine, oxalate or dithionite ions. Oxalate treatment did not

146 Tabl : e extractioMethod2 e th r fo s metalf o n s from major chemical phases in sediments (examples). After Salomons & Förstner (1980)

Adsorption and cation exchange

BaCl?-triethanoleamin1 8. H p e Jackson (1958)

MgCl2 Gibbs (1973) Ammonium acetate, pH 7 . Engle(197al 4t e r

Carbonate phases C0~-treatment of suspension Patchineelam (1975) Acidic cation exchanger Deurer et al. (1978) NaOAc/HOAc-buffe) 5 H (p r Tessier et al. (1979)

Reducible phases (in approximate orde f releaso r f irono e )

Acidified hydroxylamine ( + 0.01 M HN03) Chao (1972) Ammonium oxalate buffer Schwertmann (1964) Hydroxylamine-acetic acid Chester & Hughes (1967 Dithionite-citrate buffer Holmgren (1967)

Organic fraction (incl. Sulfides)

H202-NH4OAc (pH 2.5) Engler et al. (1974) Gupt Che& a n (1975) Organic solvents Cooper & Harris (1974)

0.1 M NaOH/H2S04 Volkov & Fomina (1974)

appea o attact r k crystalline bees materialha nt i show t n,bu that the degree of interaction varies with illumination (SCHWERTMANN, 1964; EATON, 1977; PICKERING, 1981). For routine investigations an extraction with 0.3 M HC1 can be recommended because this procedure requires fewer manipu- lations (MALO, 1977). metae Th l fraction associated with organic matte bees ha rn extracted through oxidation of this component with NaOCl

or H_O2/ by dissolving the segment using Na4P2O7, through proton displacemen ty chemica b M HC1(wit r 5 o ) 0. h l competi-

147 tion (e.g., using 0.05 N EDTA); the apparent ability of both EDTA and HC1 to release metal ions associated with both orga- oxidd ni an co thes t e d phaseele bein s sha g use s extractanta d s evaluatioe foth r e totath lf no nondetrita l fraction (PICKERING, e dissolutio1981)th r .Fo f detritao n r lattice-bouno l d components a combination of acids has generally been used. Nitric acid promotes destructio f organino c matter whet ,bu n used conjunction aloni r o e nr HC10.o wit 1 procedure HC h,th e does not completely dissolve some types of silicate minerals. In connection wit e problemth h s arising froe disposath m l of contaminated dredge material, sequential extraction procedures have been developed, which include the successive leaching of metals from interstital waters, and from ion exchangeable, easily reducible, organic and residual sediment fractions (ENGLER et al., 1974; GUPTA & CHEN, 1975; GAMBRELL et al., 1976). Based on our experience and an evaluation of the relevant literature, we have suggested a standard extraction procedure consisting of three steps for the differentiation e threth ef o smajo r group f phaseo s s mentioned in the introduction to this Chapter (SALOMONS & FÖRSTNER, 1980): - extraction with acidified hydroxylamine hydrochloride at pH 2 (including the extraction of exchangeable cations and of carbonate-bound metals); - extraction with adifidied hydrogen peroxide, followey b d an extraction with ammonium acetate to remove any read- sorbed metal ions; - total analysis (HF/HC1O.) of the residue remaining after the firs o extractionstw t . This scheme, including an additional step for exchangeable cations was used for the study of sediments from 18 different river systems. In extension of this sequence and using the experienc wore th k f o efro m TESSIE. (1979al t e R)six-staga e chemical leaching process was developed for the assessment e environmentaoth f l compatibilit f dredgeo y d materials that avoids some inadequacies of earlier experiments (FÖRSTNER et al., 1981; FÖRSTNER & CALMANO, 1982): Step 1: Exchangeable cations - l M ammonium acetate, pH 7, solid/solution ratio 1:20, 2 hrs shaking time;

148 Ste Carbonat: 2 p e fractio M sodiu l n- m acetate buffer5 H ,p (TESSIE t al.e R , 1979); 1:20shakins hr , 5 20°Ct a g ; Step 3: Easily reducible phases (Mn oxide, partly amorphous Fe-

oxyhydrates) - 0,1 M NH2OH°HC1 + 0.01 M HNO3, pH 2 (CHAD, 1972), dilution 1:100, 12 hrs shaking; Step 4: Moderately reducible phases (e.g., amorphous and poorly crystallized Fe oxyhydroxides) - 0.2 M ammonium oxalate + 0.2 M oxalic acid, pH 3 (SCHWERTMANN, 1964), dilution 1:100, 24 hrs. shaking time;

Ste Organi: 5 p c fraction, incl. sulfide H% 2O 30 „+ HNO^ - s , , 85°Cp2 H , extracted witM ammoniu l h m acetate- ,di lution 1:100, 24 hrs shaking; Step 6: Residual fraction (e.g. detrital silicates, crystal-

line Fe-oxides) - cone. HNO3, 120°C, dilution 1:100. This scheme has been applied, apart from the major studies on river sediment d dredgean s d materials o demonstrat,t e th e relative mobilit f particle-associateo y d trace metaln i s sewage materials, in sediments affected by acid rain (REUTHER et al., 1981, 1982) n san,i d filter column experiments (FÖRST- NEal.t e R , 1979)wit- d h ,an modification e specith r -fo - s ation of reducible metal compounds in pelagic sediments (FÖRSTNER & STOFFERS, 1981; PFEIFFER et al., 1982). Examplee solith dr fo sphas e partitio d havC f eno been given in Table 3, for samples from areas of major dredging activities. Compared to other metals, such as Pb and Cu, cadmiu s characteristicalli m y enriche e morth en i mobild e fractions "cation exchange d "easilan " y reducible phases", and is, therefore, more mobile than most of the other heavy metals. The data from Table 3 also suggest a general decrease residuae ith n l bonding form e predominantl,th tha, is t - in y ertly fixed cadmium content e anthropogenith s ,a c meta- en l richment increases. Such species differentiations can be used estimatione foth r e remobilizatioth n so metalf no s under changing environmental conditions and on the potential uptake by biota: In the estuarine environment the "exchangeable fraction" might be affecte particularn i d ; however d ,redo an change H xp f so

149 Tabl : Chemica3 e l form f cadmiuo s n aquatii m c solids (FÖRSTNE t al.e R , 1981) Weser Estuary Rhin . R eRotterda . NeckaHr m . R r la-e) Sediment fraction 1) (2 (3 (4) Cation exchangeable 8% 18% 27% 12% 13% Easily reducible 32% 49% 42% 61% 64% ) c Moderately reducible 45% 14% 2% 13% 10% Organic/sulf idic 12% 17% 17% 12% 12% e ) Residual fraction 3% 2% 12% 2% 1% Total Cd (mg/kg) 3.0 4.3 9.0 18.1 33.6

(1) Dredged sediment; (2) suspended matter; (3) station Wesel (Dutch/ German border) ) Broekpolder(4 ; loc) (5 ;k reservoir Lauffen

potential could also influence other easily extractable phases, e.g., carbonate manganesd san e oxides. Lowerin wilH p lf go affect, according to its strength, the "exchangeable", then the "easily reducible" and in case parts the "moderately reducible fraction", the latter consisting of Fe-oxyhydroxides in less crystallized forms. Redox changes concern under "postoxic" conditions, during reductio r examplefo , - nof ni , trate and manganese oxide, the "easily reducible fraction", i.e., metals associated with manganese oxide d partlan s y amorphous Fe-oxyhydrates n strongli ; y reducing environments, e.g., in highly polluted sediments, the "moderately reducible fraction s affectei " d too, especiall e iroth yn compounds presen coatings a t s (JENNE, 1976) e effect.Th n organio s - cally bound metal more ar se complicated; howevers ha t i , been argued that this fractio highls i n y susceptiblo t e environmental changes, especially during early diagenetic reaction, where recycling of mineralized organic matter and pore-fluid transfer processes are controlling the dynamic f pollutantso d nutrientan s n sedimentsi s . The still somewhat unsatisfactory situation with respect to the assessmen e quantitativth f to e exten f bioavailablto e element concentrations from solid speciation datbees ha an explaine y LUOMb d BRYA& A N (1978; 1979 s bein a )maine du g - ly to the effect of competition between more or less strong

150 adsorption sites in the solid substrate and selective mechanism metae th lf o se differen uptakth y b e t organisms, which cannot simply be derived from the chemical extraction e othedatath n r.O hand e usefulnes,th differentiatea f so d approac e interactivth n o h e processes between water/biota and - even if only operationally - defined solid phases has been clearly evidenced.

Form. 4 f artificiaso l radionuclide n rivei s r sediments

From a currently performed investigation of our institutions in the framework of the research programme "artificial radionuclides in aquatic sediments and in sewage sludge" of the Ministr e Interiorth f o y , F.R.G. o exampletw , s wil dese b l - cribed here to demonstrate the application of chemi'cal extraction procedures in the study of the mobility and bio- transfer of artificial radionuclides in fluvial particulate matter. In Table 4 the data are given for chemical extraction experiments on two intercalibration samples of river sediments which have been artificially spikes with radionuclides comparisor fo sedimena - n d o ,an - n t sample froeffluene th e nucleam th f o tr power f o statio I B nKR Gundremmingen/Danube. Although the spikes samples contained much higher activities of radionuclides than the sample from "natural" river conditions the two sets of particulate matter indicate similar ratios of the different chemical form Cs-13f so d Co-60an 7 .

Table 4 Comparison of the chemical associations of Cs-137 and Co- 60 in artificially spiked (intercalibration) samples St# 1 d naturaan , #2 l ant sedimenS d t froI effluene th mB KR f to Gundremmingen/Danub percenn (i e f totato l activity)

I B KR 2 # t S 1 # t S I B KR 2 # t S 1 # t S

Ammonium acetate 41% 43% 26% 24% 24% 20% Hydroxy lamine buffer 6% 3% 9% 7% 1% 13% Oxalate buffer 14% 13% 2% 63% 65% 48% Hydrogen peroxide 6% 5% 4% 5% 7% 9% cone, nitric acid 33% 35% 59% 1% 3% 1O%

151 (a)

% 100-

90-

80-

70-

60-

50-

30-

20-

10-

—xb 0- r OR AC HY ox HP NA

Figure 2 (a) : Chemical leachin f stablo g e (curve "a" d unstabl)an e (curv] Mn e[ "b") isotope manganesf o s e froa m sediment e Rhônsamplth ef o eRiver . r detaile leachinFo th f o s g sequenc e textse e . Concentrations or activities are compared to the original sample (=100%).

152 (b)

90-

80-

70-

60-

50-

40-

30-

20- bJ=Cs-137 10- r - 0 OR AC HY OX HP NA

Figure 2 (b): Chemical leaching of stable (curve "a") and unstable "b'; 137r Cs Cs"fo 3 1 )r (curveisotopefo " "b sf o s cesium fro a sedimenm t e Rhônsamplth ef o eRiver . For details of the leaching sequence see text. Concentration activitieor s compareare s the to d

original sample ( = 10070).

153 e formeTh r nuclid s concentratei e e exchangeablth n i d e and residual phases, the latter nuclide shows a clear ten- moderatele dencth o t y y reducible association forms. Whil et enoug therno s i he evidenc r definitfo e e conclusions due to the limited number of examples, it seems that in the natural samples both Cs-13 d Co-67an 0 indicat highea e r affinit e residuath o t y l phases; this differenc posn ca e - sibl e explaineb y y diagenetib d c effecte "olderth n i s" 4 sediment-associations of nuclides at the KRB I station, e.g y aginb . g processes, incorporation inte latticth o e positions of minerals, recrystallization, etc.

The latter effects can be clearly demonstrated from a comparisoe bondinth f o n g intensit f stablo y e metal isotopes and their instable counterparts - the latter supplied from radioactive emissions of nuclear power and processing plants - in sediments from the lower Rhône River (Fig. 2a and 2b)„ The extractabilit f boto y h cesium (stabld Cs-137an s C e, 134) and manganese (stablMn-54d an n eM ) isotopes were studied with a leaching sequence similar to that described above including treatment with ammonium acetate (AC; exchangeable cations), hydroxylamine hydrochloride (HY, easily reducible phases including carbonates), oxalate buffer solution (OXj moderately reducible fraction), hydrogen peroxide extractant (HP; organic/sulfidic phases) and nitric acid (NA; part of the residual fraction, e.g. clay minerals and other labile silicate phases) e curve.Th Fign i s indicat2 . decrease th e e of concentration/activity after each extraction step com- e originapareth o t d l sediment (OR = ;100%)s clear i t I ., thadifference th t e leachabilitth n i e f Cs-compoundo y s mainly occurs withi e "residualnth " fraction, whereae sth major difference between the stable Mn-isotopes and Mn-54 can be seen in the reducible sediment fraction. One of the implications of these data is that under reducing conditions there shoul mora e eb d intensive releas e radioactivth f eo e manganese nuclide compare stable th o et d counterparts, i.e., the "availability e "youngerth f o " " Mn-nuclid wit- e h respect sorptioe toth n histor short-terr fo - y m chemical interaction biologicad an s l uptak mucs i h- e highee rth thar fo n stable "geochemical" Mn-isotopes.

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158 SEDIMENT-WATER INTERACTION MODELD SAN S FOR THE TRANSPORT AND FATE OF RADIONUCLIDES IN RIVERS

D.N. EDGINGTON Center for Great Lakes Studies, University of Wisconsin-Milwaukee, Milwaukee, Wisconsin, United States of America

Abstract-Resume

SEDIMENT-WATER INTERACTIONS AND MODELS FOR THE TRANSPORT AND FATE OF RADIO- NUCLIDE N RIVERI S S This paper reviews the basic principles underlying the importance of sediment-water interaction e constructioth n i s f modelo n o describt s e tranth e - spor d fat an tf radionuclide o e n riversi s . a verThi s i ys complex problem and the inclusion of all the possible transformations occurring in natural aquatic systems lea o extremelt d y complicated models thae almosar t t impossibl o parameterizet e e papeTh . r review n detaii s e typeth l f modelo s s that have been develope e problemth d an ds than aris ca tn experimentall i e y determining the important parameters. The use of steady-state mixed-tank models is describe o specifin detaitw i d d an l c example e presented f ar theio s e us r . f suco e h us model e Th s reduces considerabl e numbeth y f physicao r l parameters that have to be measured. The geochemical properties of sediments are describe n relatioi de interactioth o t n f radionuclideno d othean s r pollutants. Finally, the paper addresses the use of models and the degree of complexity required.

S INTERACTIONLE S EAU-SEDIMENT MODELISATIOA L T E S U TRANSPORD N U DEVED T -TE NIR DES RADIONUCLEIDES DANS LES COURS D'EAU Le mémoire examine les principes fondamentaux qui déterminent l'importance des interactions sédiments-eau utilisées dan a constructiol s e modèlend s décrivan e transporl t e sors l radionucléide de tt e t s dans courle s s d'eau. C'est là un problème très compliqué et la prise en compte de toutes les transformations qui peuvent se produire dans les systèmes aquatiques naturels aboutit à des modèles extrêmement complexes qu'il est presque impossible d'exprimer sous forme de paramètres. Le mémoire examine de manière détaillée les types de modèles qui ont été mis au point et les problèmes que peut poser la détermination expérimental s paramètrede e s importants - l décriI dé . n e t tail l'emplo e modèled i e mélangeurd s s parfait n cascade s n régime e e permanent et en présente deux exemples précis. L'emploi de tels modèles réduit considérablemen nombre l t s paramètrede e s physique mesurersà e mémoirL . e décri propriétés le t s géochimique s sédimentde s à propos e l'interactiosd n entre les radionucléides et autres polluants et les sédiments. Enfin, il traite de l'emploi des modèles et du degré de complexité nécessaire.

159 1. INTRODUCTION

There have bee greaa n t numbe f studieo re dispersio th f o s transpord nan f o t radionuclides 1n rivers and other water bodies. As a result there may be several data sets available to assess the efficacy of mathematical models that have been develope o predict d e behavioth t f radlonuclideo r riversn 1 s r easie.fa s Sinc1 r t 1 e o develot mathematicaw ne a p l model tha o acquirnt extende w ne ea d time serief o s environmenta t suprlslnno l s data1 t 1 g, tha larga t e numbe f modelo r f varyino s g complexity have been develope o predict d t changee concentrationth n 1 s f o s radlonuclide e aquatith n i s c syste functioa s ma f spacno time, d an e These models s simpla singla cae b s nea e "black-box" compartment considering input outputd an s s only to very complex ones where sophisticated three-dimensional—advection dispersion—particle resuspension differential equations must be parameterized and solved. Onishi (1981 recentls ha ) y mad detailea e d l revieal wate f wo r qualitd an y radionuclide transport models thaapplicable ar t t onl o no erivert y t alsbu so ot estuaries, lakes and oceans.

The complexity of the transformations of a pollutant natural aquatic system 1s summarize simplese th n I n Figi d t. 1 mathematica. l model radionucllde r othe(o s r pollutants) are assumed to remain in solution and their concentration will decrease by dilution as a result of diffusive and advectlve processes and radioactive decay. desiree th f I d end-produc f suco t o predicmodea t h s i l t bioaccumulatio fisn i n h and/o dose th mano s rcleaet i t i , r that such modele th s n wilo r l er ten o dt conservative side if there 1s significant adsorption to particles and therefore additional losses from the system due to sedimentation processes. Adsorption to sediments will immediately reduc concentratioe eth f freno e radionuclidee th n 1 s water and therefore the initial impact, but the resulting contaminated sediments may become a long-term source of residual pollution through resuspension and desorptlon as majoa wel s a lo r burialt sinburiae e du kTh . l process retardee itselb y y ma fb d biologica r physicao l l processes, e.g. bloturbation, Fig witw , h.ne 1 whic x oldemi h r sediments (Robbins and Edgington, 1975).

The interaction wit hf vero particlet y se comple a e n Itseli sb xn processeca f s Involvin e bloti gth abiotid can c compartment e system chemicath e f Th o s . l properties e suspendeth f o d particle functioa varn s ca sa y f timno e dependin varieta n o g f o y physical (resuspension), chemical, and biological processes occurring in the waters. Wahlgren et al. (1980) have shown that there is an annual cycling of plutonium in the water of Lake Michigan. Before and after stratification plutonium 1s adsorbed onto diatoms, and n lat,i e summer whe e wateth n s strongli r y stratified, onto CaCO^ particles that form as a result of the decreasing solubility of caldte in warmer water, resultin almosn a n gi t complete depletio f thino s element froepilimnione mth . In the fall and winter, as the thermal structure is broken down, the water becomes well-mixe e concentratioth d an d f plutoniuno e wateth mn ri return valua o st e very clos e previou th o thaet n 1 t s spring. Such processe vere ar sy difficulo t t parameterize completel modea n i y l because numbeth f f o possibleo r e variables.

n additioI transformatione th o nt pollutante th f o s s withi watere nth , more complex model o describt s transfee eth r will requir parameterizatioe eth f termno o st describe dispersion, advection and bed-load sediment resuspension. Several models have been developed to describe the transport of sediments 1n rivers under a wide variety of water flow conditions. As an example, a model developed by Fields (1976a,b) calculates sediment load assuming, after Bagnold (1966), that sediment is cohesion!ess, i.e. aggregatio r flocculatioo n n doet occur physicallno d s an , y uniform. They further assumed that migrating sediment separatee b n ca s d Into otw components bed-load and suspended load. Sediments, of course, are not cohesionless or uniform and therefore Fields divided sediment into 12 different size fractions comprising the complete range between non-cohesive (large particles) and cohesive (clay sized particles) readiln ca recognizee t b yI . d that suc parameterizatioa h f o n the transport component is not trivial.

160 y depositiodr d Wean t n

Uptak y foob e d chain Uptake by particles Short -term - phytoplankton s - organic effects - Zooplankton Jf - autochthonous -fish - allochthonous

Chemical speciation Porticulqte - ionic state association - oxidation state - complex form \ - solubility Particle decomposition

In-lake transport processes Retention time

Chemical exchange Benthic organisms Resuspenf s/s

Sedimentation

F1g. 1. Transport and transformation of pollutants 1n aquatic systems by physical» chemical d biologicaan » l pathways.

The complex models of On1sh1 (1976, 1981) which attempt to couple water quality and sediment transport models together with particle Interaction term require the definition and measurement of a large number of constants to adequately parameterize their equations. For obvious reasons then very few models have Included Interaction terms for reactions between rad1onucl1de sedimentd an s e presen th nond f san o e t models consider the effects tha e presenctth f differeno e t type r concentrationo s f inorganiso r o c organic complexlng agents 1n different reaches of rivers may have.on the concentratio f rad1onucl1deo n e wateth n ri s column. Sinc e basith e c functiof o n these model o predic t therefor d s an i s n t e concentratioma dos th eo et y an f o n rad1onucl1de species that can undergo transfer either directly (water) or Indirectly (food) to man, it is necessary to use these models initially to determine the persistenc f solubleo e r biologicallo , y active speciee waterth n i s. This requirea s knowledge of not only the transport but also the fate of radlonuclides Introduced inte riversth o . e tim th f Introductio o et A f rad1onucl1deo n s int aquatie oth c environment,a complex series of physical, chemical, and biological pocesses are set Into motion. While physical dispersio e dominand advectloth an ne b y t ma nprocesse s shortly after the introduction, 1t may turn out that 1n the long term chemical and biological processes may become even more Important than these physical ones (Edglngton and Robblns, 1976). Thus, while it 1s clear that aquatic models used to describe these processe vere b yn complex—whasca t degre complexitf eo requireds i y ? This will depend on the ultimate accuracy required from the prediction and the time scale of the prediction. Models designed to predict the real time (hours) changes 1n

161 concentratio timn spacd n1 rivea ean n 1 er wil muce b l h more complex than thoso et predict annual changes 1n overall concentration in a large lake or impoundment. The former requires a complex multi-dimensional advectlon-dlffusion model e.g. Onlshi e latteth (1980 d simpla ran ) e black-box model (Lerman» 1972; Jink Wrennd an s * 1975; Wahlgre t al.e n , 1980).

. 2 RADIONUCLIDE TRANSPORT MODELS

It is clear that the simplest model that will provide the necessary degree of accuracy will be the best model to use since 1t presumably will require the derivation or measurement of the minimum number of parameters or require the adjustment of a minimum number of adjustable (i.e. not-well defined) parameters. The development of a model must recognize (1) sources of inputs—location» chemical forms and rate ) transformatio(2 ; removad an n l mechanisms—chemical changes e.g. complexatlon, oxidation state» volatalization» parent-daughter relationships» etc.» and sedimentation ) wate (3 sedimend d an r an ; t transport processes. Ther three ar e e approache o rivet s r modeling:

) Simpl(1 e dilution models

(2) Hydraulic transport models based on the diffusion-advection differential equations

(3) Semi-empirical models

ane mosth d t sophisticated models must Include termr fo s

(I) transport of the dissolved components

(II) transfe f adsorbeo r d specie l sizeal n o sd particles

(III) delineatio f sourceno sinkd f an sedimenso s t I.e. depositio scoud nan r

1 Simpl2. e Dilution Models^

n simplI e dilution modelassumes 1 t i s d thaeffluene th t immediatels 1 t y diluted by the total river volume and sedimentation is generally ignored. In such cases no attemp s madi t e to«compartmentaliz rivee eth r systems cleai t I r . that such models ar f vereo y Htle utility. More complicated simple dilution models incorporate term e dilutioe rivedeca rad1onucl1da d th th e flo f r f an th ro wyo fo y time nb th f eo r efo traverse betwee e pointh n f introductioo t specifiea d nan d point downstreame Th . concentration of a radionuclide 1, C^ is given by

R1 - Xjt( p ) ex — O= ; (2.1) W

e radionuclldth whers i ^ R e e releas e averageth rates 1 W e» stream flow s ratei } • »X the decay constant and t is the travel time between release point and sampling point (Marti t al.e n , 1976). Watts (1976) attempte e interactio th o allot d r fo w n witd an h losse o sediment s simpla y b t e fractional removal term E.J. Thus:

Ri ) t 1 X - ( - p ex ) Ef - 1 ( — C= 1 (2.2) W

162 This equatio s use wa o ncalculatt d e effectth e f chroniso c release tritiuf e so th o t m Savannah River» where presumabl0 sinc * e~ ^ tritiuvalue E th yf o e m doet adsorno s b o particlest . Fletche . (1973al t )e r have developed models usin e samth g e basic principles. The concentration of radionuclide in solution at point x downstream (at time t) is give y applicatiob n e masth sf o nconservatio n equation with radioactive decay; n 1 -XAt Qi. cT i (2+ «3 )e ) At - t , Ax - (x c ) At - t , Ax - (x Q — — = t x, c Q x,t i where Q^-j. is flow rate at location x and time t, Q's + C^'s are tributary flow rates and concentrations of radionuclides respectively. An empirical equation was used to determine sediment transport rateS S = aQb (2.4)

where a and b are constants that have to be estimated in each river for each sediment e wateth siz s i re floQ rang d w an eamounte rateTh .f radionuclido s e associated with the sediment was estimated using a measured value of KQ*, The computer code for this mode accounn ca lr flofo t w stratificatio sedimend nan t trappin n reservoirsgi . This mode s i obviousll y very simpl hav Q o et applK e d beeyan nb onc evaluated» a e . However the formulation of the mass conservation equation is incorrect since 1t does t takno e accoune los f th radionuclideo s f o t s boun o sedimentt d s which then settle out.

2.2 Hydraulic Transport Models

A large number of hydraulic transport models have been developed to describe water qualit sedimend an y t transpor n riversi t t verwaterw bu ,fe y s have attempteo dt combine wate dispersiod an r n one-dimensionani e mosl th only t t complicatebu , d derive . Onishy (1979a,bb al d t e l ) parameterize dispersio dimensionso tw n i n . Some water quality models even parameterize dispersio n Edumensooni n s (Onishi, 1981).

2.2. Interactioo N 1 n with Sediment

e Focasth re where interactioo thern s ei n with sediment, simple channel geometry with the constant unidirectional flow, and Instantaneous dispersion across the channel, then

dC dC d2C C X + — -- E = — U + — (2.5) 2 x x d t d

where U is the rate of flow in the x direction. EX is the dispersion coefficient and is the radioactive decay constant. Models based on equation (4) have been used to stud e dispersioth y f pollutanto n severan 1 s l estuarie d riversan s .. al Zan t e d

concentratio f radionuclido n r kilogrape 1 e f sedimeno m t = D K * concentratio f radionuclido n r litepe f wate1 eo r r

163 (1976) used a model of this type to describe the migration of Cl", Na"*", and Se"" Ions California n i a creek usin analytican ga l solution witassumptioe th h n tha e rateth t of flow, U, is constant. None of these ions are adsorbed to any large degree by sediments.

Yotsukara and Sayre (1976) developed a two-dimensional advectlon-dlffusion model o predict e steady-stateth t , concentratio f dissolveno d pollutant meanderinga n i s » non-uniform natural stream. This model attempts to parameterize the transverse advectlon term by using cumulative discharge to replace transverse distance.

2.2.2 Interaction with_Bed Sediments

f I depositiono thern s ei , resuspensio r transporo n f sedimeno e t th d an t radionuclide attains equilibrium rapidly betwee sedimend n be wate d an rt particles, then

n C 2 d C d dC

SjKZ j + (K - C«.«DC C\ ) + - —- E = — U (2.6+ — ) dt dx dx2 J

and

dCsj j [KK =DJ C- C sj] (2.7) dt

where for the j adsorbent CSj = concentration, Sj = mass, KD is the distribution e rat th f coefficienreactioeo s i * K nd betweean t thne adsorbent th wate d an r . This approach was developed by Gloyna et al. (1963-1972) to describe the observed transport and dispersion of radionuclldes such as Sr, Cs, Ru, Co and Cr 85 137 106 60 51 in an experimental flume with adsorption and desorption from a stationary sediment bed or aquatic plants.

The major drawbac o thit k s mode limites 1 s thai lt 1 to river dt s where eth suspended sediment load 1s very small—an unlikely event for a large majority of rivers importance Th . f theso e e studie s thai s t Gloyn. (1972al Shid d t e aan an h ) Glyona (1970) were able to parameterize the mass transfer and diffusion coefficients using dyes and 85Sr respectively, and thereby show that the results of a model including sediment Interaction more closely approximated observed model river data than models without this Interaction term.

Buckne Hayed an r s (1975) develope similaa d r model wit stationarha y sediment be o describt d e transporth e fatd f radionuclideeo an t e Savannath n i s h River. They only teste modee dth o predic t l t observed tritium distributio rivee th rn n i whics i h unfortunate because tritium doet adsorno s b onto sediments.

2.2.3 Interaction with Sediments, Deposition and Resuspension

Including parameter o accounst r thesfo t e three processe s mose leadth t o t s complicated model required an s s eithecouplina ) (1 r f separatgo e sub-modelo t s accoun r dissolvefo t particld an d e transpor e radionucldesth e f th o t ) (2 r o , development of semi-empirical models to couple simpler transport models with water/sediment Interaction terms. Because of this complexity, these models provide large problems in the evaluation of critical parameters and thus in their calibration and validation.

164 The most complete mode f thio l s typs beeha en develope- co s On1shy hi db d an 1 workers and has been applied to several different rivers (On1sh1 et al., 1979a,b). This two-dimensional (longitudinal and vertical (i.e. water depth)) model first couples dissolved contaminan sedimend an t t transport model thed an ns couples this resultant model with a sediment-Interaction submodel to yield the transport of contaminant particlesn o s finae Th l. model therefore takes accoune advectioth f o t n and dispersion on contaminants in the water and on suspended particles, and the depositio resuspensiod nan f sedimentsno sedimene Th . t sub-models assume thae th t adsorption-desorption mechanism completele ar s y reversible (I.e. governea y b d distribution coefficient, KQ, (vide Infra) and allow for variations in this KQ value afunctioa s f threo n e sediment type r particl(o s e size distributions) n additioI . n to predicting the concentration of radionuclldes 1n solution and a suspended particulate material modee th , l estimate verticae th s l distributio f particleno n i s e threth e size ranges, change rive n conditionsd 1 s be re relativ th d an ,e contributions of different sediment particle sizes in bed sediments as a function of longitudinal flow in the river. The model also Includes terms for radioactive decay or, for organic contaminants chemical degradation (Onlshi, et al.» 1979a).

Variation f thio s s basic model have been use o simulatt s e behavioth e f o r radionuclide n limitei s d stretche e Columbith f o s a Rive n Washingtoi r n (Onlshi, 1977) (Fig. 2), the Clinch River in Tennessee (Onishl, 1979a) (Fig. 3), and Kepone 1n the tidal James River, Maryland (Onlshi et al., 1978). It 1s clear from the description e modeth f o l tha orden 1 t o calibratt r greaa » e1t t deal mus knowe b t n regarding variations in river flow rate, suspended sediment distribution and loadings, and sediment distribution on the river bottom. For example in Columbia River there are verdatw fe ay regardin e particlgth e size distributio f suspendeno d sediments, Fig. modee 2bTh .l predicted that there shoul smala e b d l decreas e concentratioth n i e n

f suspendeo d sedimen e riveth s ra t flows downstreamf o t thert bu »se s eonli e on y sediment data. The predicted longitudinal distributions of^Z 6 n are shown 1n Fig. 2c, indicating, as expected that clay-sized particles attain the greatest concentratio e rad1onucl1deth f no comparisoA . e predicteth f o n measure d an d d values of °^Zn in water and as sediments are shown in Fig. 2d. Again there are very few experimental dat o validatat e agreemen e modelth e th t bu , t between measured an d calculated value r solublfo s particld an e e concentration reasonablee ar s .

unncClincnh HiveRiver simulation continuoue tn r s to wern s ru ereleas run foe r frothme i continuouwnit « eua s release from White Oak Lake 137 f o ^Srd C radionuclideo an s ,tw s having widely differen valueD K t s (>500r fo 0 ar 137Cs and <100 for ^Sr) (Onishi et al., 19

The pandty of data available both for the calibration and verification of the model indicates clearl e problemth y f modelino s thin o g s scale suce Ar h. complex model se affor w necessar e timn th dca o collec et d an ye datvalidatd th tan a e them?

165 (a) (b)

MEASURED TOTAL SEDIMENT 10 - • TOTAL SEDIMENT — -—SILT — —- - CLA Y -FLOW 8- — a e» oSAND

û Ld 0 O 50 0 48 CO 520 540 560 580 60O 620 640 RIVER KILOMETERS (c) (d) >_> 1 —————— — — 1 ————— 1 —————— — I —rr- l—————— ' —————— 1 ————— 1 —————— — | — | Q. 65

LU ————— AVERAGE RARTICULATZEn MEASURE» D TOTAL Zn Q 65 66 ———— Zn ADSORBED BY SILT zf o MEASURED TOTAL Zn 65 — -— 65Zn ADSORBED BY CLAY OI20 A MEASURED PARTICULATE 65Zn ....« 652n ADSORBE SANY B DD ^ B MEASURED DISSOLVED 65Zn o en —— TOTAL^Zn; —— _PARTICULATE65Zn,-- -DISSOLVED6^ Q ^100 - 9 - ÜuJ 1 -*\ § 80- s* \ - O \ ^"^ f* ^, LU £60 _ O Us \ x'"^ ' ' ^ • — 1 XV \ I U ' / ^~ \

' ^--.^ \ o ^^/^4 x Q < 0 — i J ', 1 1 1 1 ~-~J 0 64 0 62 0 0 62 60 0 0 60 58 0 0 5658 56 0 0 54 0 52 0 50 0 48 : o RUER KILOMETERS RIVER KILOMETERS

e distributioTh Fig . 2 . d fractlonatloan n n between wate sedimentd ran e th n 1 s Columbia River, (a) the study area; (b) distribution of suspended sediments as a function of particle size; (c) predicted and observed concentration n sedimentso n ^Z predicte) f (d o s; observed an d d valuef o s Zn in water and sediments. Taken from Onishi et al., 1979, with permission.

166 (a)

OAK RIDGE NATIONA1 I AH

MELTON HILL DAM

(b) , «««ACE H&KTICULAÎE f°8j MEASURED TOTAL SEDIMENT ———— AVERAGE S IO « 2 1 • TOTAL SEDIMENT au —— - — "'Ci ADSORBED BY SILT .—.__ ®Og, Aoscegeco sv CLAY I5T ————— SILT —— __ O> ADSORBED BY ft AY a«®«« ®0&« AßfififiAr ââf^Y ng D y io - _ _ _ CLAY 10 «•»8« IS7C« ADSORBE SANY B D D o»«o» SAND OC I| sl U2l s§ Q 58

O 3 9 2 0 2 5 1 W 5 39 0 2 9 1 0 1 S O 3 5 2 O 2 5 1 O I 5 RIVER KILOMETERS RIVER KILOMETERS ill RIVER KILOMETER'5 (e) o MEASURED TOTAL 137Cs e MEASURED PARTICULATE "rCl o MEASURED DISSOLVED l37Cl .- 4 o U o. z o 10

o — TOTAL ^f 2 O ——PARTICULATE "Hr ---DISSOLVED »°Sr Q ) ' MEASURfD PARTICUlATE^f 3 • MEASURED PARTICULAtE'°Sr — . — mmiruiATr cs - - - - DC i-iOLVED I17C<

0 3 5 2 0 2 5 1 0 1 5 35 5 10 15 20 25 30 35 RIVER KILOMETERS RIVER KILOMETERS

F1g. 3. The distribution and fractlonatlon of 90Sr and 137Cs between water and sediments 1n the Clinch River, (a) the study area; (b) longitudinal distribution of sediment concentrations—calculated and observed; longitudinal distributions of (c) ^Sr and (d) 137Cs on different size classe f particlesso ; comparison f measureso calculated an d d concentrations of (e) ^Sr and (f) ^37Cs 1n the water and sediments. Taken from Onish t al.e i > 1980 with permission.

167 23 Empirical Water and Sediment Transport Models

While 1t 1s clear that the models described 1n the last section represent possibl e ultimat th ye constructio th n e1 f wateno sedimen d an r t transport models» thevere ar yy difficul expensivd an t o calibratet e becaus f theio e r complexityn I . fact there are no simulations that take advantage of the sediment deposition and scour capabilities of the On1sh1 et al. (19795) model to predict the thickness of bed-sediments.

Several other approaches have been use o predict d e behavioth t f radionuclideo r s 1n rivers and the effects of sediment deposition in a less rigorous manner. They are (1) the mixed tank or chain of lakes model, (2) the mixed tank model with sediment deposition and mixing, and (3) empirical combined water and sediment flow model.

2.3.1 Mixed Tank or Chain of Lakes Model

In this model a river is divided Into a series of reaches or compartments and it is assumed that each tank 1s well-mixed at all times (USNRC, 1976), Onlshi et al., furthes 1980b)1 t I r. assumed inputthaw uniformle ne tar s y distribute e reacdth h where they enter and there 1s no deposition or resuspension. The model 1s illustrated in Fig. 4.

HÎXED TANK MODEL s c c L h» h *j i L Cp L C S L S n i n M n * i 4r i . Vl Q2, -Hu V2 s2 Vn S c 1 . n- C . .. CZ, n l C2 n c cPl c?2 cPn_1 Pl Cp2 Cpn

Fig. 4. The mixed tank or chain of lakes model.

s furthe1 t i rf I assumed that dissolve sediment-associated an d d contaminante ar s tn related by a Kp value, i.e. Cpn = KD Cn* then conservation of mass in the n tank requires

d(YX> = [Input fro e uppemth r reach dt

+ New Inputs (XLn) - Outflow to lower reach] (2.8) volume th an f i ed remains constant, i.e. dV/d the0 = tn

dX CQNN-I XN-I (2.9) dt

where X = C, S or Cp - the concentration of radionuclide in solution, the concentratio f particlesno e concentratioth r o , f radionuclidno particlen eo s respectively. It is assumed that Cs - KpC.

168 This mode bees ha nl use o simulatt d e behavioth e f pollutanto r rivern 1 s s (On1sh1, 1980b radlonucHded an ) e Greath n i ts Lakes (Lerman, 197 Wahlgred 2an t e n al., 1980). Thi sextendee b mode n ca o lInclud dt e compartment r completfo s r o e Incomplete stratification» sediment deposition and resuspension and bioturbatlon. A special cas Plu C f thio eg NR Flos e modewth s mode1 l l (USNRC, 1976 s whicn )1 1 t 1 h assumed that the radioactivity for a source 1s uniformly mixed and moving as a plug 1n a uniform channel and losses are due only to sedimentation or radioactive decay*

2.3.2 Mixed Tank Model with Sediment, Reposition and Mixing

The processe r sedimeno s t depositio resuspensiod nan e Includeb e n th ca nn 1 d mixed tank model by constructing a sediment mass balance. Detailed studies of the sedimentation proces y Robbinb s Edglngtod an s n (1975 Robbind . an (1977al ) t e s ) have shown that benthlc organisms work the upper few centimeters of sediment resulting 1n a constant concentratio f radlonucHdeno thesn o s e sediments whic Identicas 1 h o t l e concentratioth suspenden no d particles. Therefore, Robbin Edglngtod an s n (1975) developed a simple mixing model which assume steady-state sedimentation and a rapidly well-mixed layer at the sediment-water Interface to describe the profiles of radionucHdes measured in sediments. Thus 1t is possible to define this mixed layer activn aa s e sediment layer whic s essentialli h y alway n equilibriui s m wite th h overlying water (Fig. 5). It 1s further assumed that sediments below this layer are inactiv dlagenetio n therd e ean e ar c reactions resultin n upwargi r downward(o d ) migration. Therefore this Inactive layer retain recora s f previoudo s pollution history. A diagram of the complete model for the n^ tank is shown in Fig. 6.

XL,

WATER

n-1 VOLUMn V E= CONC'S -C ,S ,Cp (X ) xn-l n n n n

CONC'S =Xn=Cn,Sn,Cpn

SEDIMENT/WATER INTERACE R R ACTIVE SEDIMENT LAYER

Y= n OJn nSA

INERT SEDIMENT LAYER

Fig. 5. Extension of the mixed tank or chain of lakes model to include sediment interactions—resuspensio d depositionan n , sedimentation d biologica,an l mixing.

169 Sediment input

No mixing

Mixing

Fig. 6 . Diagrammatic representatio f sediment/wateno r Interaction 0 tann* ke th n 1 s e presenc1th n absencd ean f biologicao e l mixing. Showin e differencth g e 1 n e sedimendeptth n I h e tmos th cor f t eo recen t actual annual layef o r sedimentation. Biological mixin effectivels g1 tera y m representing resuspensio f moro n e thae surfacnth e layer.

Sediment mass balance requires that for the n^h tank

s + (2.10) unS- 0 Qn- » = n 1+ n n-SL l where to , the sedimentation rate 1s given by

u = RD - RR (2.11) e rateth f sedimene o s ar R R d t an depositio anD R d resuspensiod nan n respectivelyf I . theQ R n R > pther s sedimene1 t erosion n generaI . e resuspensioth l n process 1 s Internal and Involves no net change.

Alternatively: -

u n = Qn-1 Vl + Si-n - (2.12)

170 where SLn 1s the sediment Input from the watershed. The total sediment 1n the active sediment layer 1s

S+ nV) n n y + 1 ( n SA = n (2.13)

where Y 1s the thickness of the active layer expressed 1n terms of years of n sedimentation. Since the concentration on particles is Cpn = KßCn, then can equation r wate sfo sedimend an r t transpor e changtth concentration 1 e e wateth n r1 n with time 1s given by

Dn-l°n-n-*l l(Inputs from upstream)

K s + 1 { r V t d n c

S|_Q K + n+ C|_) i (Inputn( s from watershed) D n D n anc' ac"t1ve sediment) D sedimento K dost n e sdu n ^ ) ~

Cn (1 + Kp Sn) (loss downstream) (2.14)

I ne thi ordeus s o t modelr necessar s 1 t 1 , o determinyt o extretw a parameters for each tank or river reach — the average sedimentation rate, un and mixed layer thickness, Yn — 1n addition to those already required I.e. Inputs, flow rates, suspended sediment concentrations, and KQ values for each radlonudde. The term Involving suspende d activan d e sedimen equivalens 1 t a capacito o t r (which gets charge whep u d n Input e higd thear san hn slowly decays away when Inputs cease) essentially buffering changes 1n concentration 1n the water due to variable Inputs, water and sediment transport. Equation (14) can be solved using the Fuler numerical Interpretation techniques. Thus the concentration at time t = 1+1 1s given by

C1+l = A1+1/VC1 + KDS] + uKß (1 + Y)] (2.15)

where A^^ = A.J + new Inputs - losses (downstream, sediments, and decay). +

= A c 1 " i EKDco+ O,, (1 + KDS)] e~ + *1+ 1 (2.16)

where At = t^+1 - tj = 1 and $ i+i = new Inputs. Recently Edglngton et al. (1983) have used this model to predict the average thickness of the active sediment layer 1n Lake Michigan from the time series of measurement f plutoniuo s e water th als d e n presenm1 oan th , t concentratiof no plutonlu watern n1 , usin e knowgth n e lakInputth e o st fro m fallout (Edglngtot ne al., 1975) and average values of u and Y determined from extensive sediment surveys n 197I 2 (Edglngto Robblnsd an n , 1975 1982d an ) .

It 1s obvious from equations (15) and (16) that, 1f new Inputs and losses downstream are essentially zero, and the half-life 1s long, then the change 1n the witC hg valu lo tim f o ee should hav hala e plutoniue f yrsTh timY .f eo m datd aan the concentration-time curves calculated from the model are shown 1n F1g. 7. The apparent half-tim e plutoniuth r efo m data collected between 197d t Argonn1an 7a e National Laboratory (Wahlgren et al., 1980) and a more recent water concentrations measured at Argonne and Milwaukee 1n 1982 1s 12 years (I.e. Y). A series of simultaneous equations can be set up using these concentrations and equations (15) and (16) to calculate the average sedimentation rate, g.cm"2^'1 and the total plutoniu e wate activth d n an mr1 e sed1ments,(A^), expresse termn 1 d f unio s t area.

171 2.0 -l *-**-1982,16 fCl i- u -l x*-l982,0.7i fCi i 0-5 /**H>. V fV Nf-b. vIL x X

13 CL T«,2= I2y 0.2 o 8 0.

0.05h 1950 I960 1970 1980 1990 2000 Year

Fig, 7. Comparison of the observed change in concentration of 239»240pu Michigan water as a function of time with those calculated from eq. (15). calculates Curvwa ) (a e d usin n averaga g e sedimentation rate mixed an » d depth of 7 mg.cm~2.y-l an(j 20 years respectively (Edglngton et al.> 1983). Since the observed data indicated Y= 12 yrs, the lower curve (b) was calculated assuming the same total mass in the active sediment layer and therefor a esedimentatio n5 mg.cm~* 1 rat f o e 2.y~l.

For Lake Michigan, the average depth is 100 m and the water residence time 1s 100 vrs. Thus the volume per unit area is 10 1. and the outflow rate Is 100 ml.cm" 1 .y . The concentration of suspended particles is very low 1 mg.l*" and the KD

for plutonium is 320,000 (Edglngton, 1981). The calculated average value of the

sedimentation rate is 20 mg.cm^.y" 1 and since Y=12 years, the active mass of

sediment is 240 mg.cm. 2 The total plutonium remaining in the water column and the

4 active sediment laye s i 0.07r 1 10 fCi.cm" x 8 r 5. since lako ,th s e 2 are1 e f th e o a e wholth n ei i lakeC km 1 ,4 2 , whic e plutoniuhth representf o m% 40 deliveres o dt e depositio th e lak y th b e f falloutno e averag th value r Th fo e. sedimentation rate is remarkably close to the average value calculated from actual measurements in many sediment cores from the major depositlonal areas of the lake (Edglngton et al., 1983) t mucbu , h higher thae overalth n l average valu f 7mg.cm~o e z.g~1. Further simulation of the behavior of plutonium using this model showns that a small area of high sedimentation can control the concentration of Pu in water.

The same mode bees ha nl use o calculatt d e totaeth l copper remainina n gi reservoir and to predict the rate at which the concentration in solution will reach safe limits for aquatic species. The reservoir in question has received copper contamination fro mpowea r plan te erosio oveth perioo a rt year0 f 1 no e f du sdo condense Impoundmenre tubesth aree f km9 o aTh .s averag2 it , s i t m e l dept s i h

172 and water residence time 1s 90 days. Average copper concentrations 1n the water were availabl o consecutivtw r fo e e years, 1981-8 5 ug.l" 1 1982-83d d 2an ^ an 5 2 » respectively e measureth n sedimentd o an ,Q K d 20,000s s readil1 s1 t I .y apparent froe relativelth m y small differenc e concentrationth n 1 e f coppeso e waten 1 rth n 1 r o yeartw s that adsorptio o sedimennt s playint1 n Importana g t rol preventinn 1 e e th g flushing of copper from the system. Even though little 1s known about the patterns f sedimentatioo e reservoirth n 1 s stiln1 t l1 , possibl o estimatt e e totath e l sediment 1n the active layer and the total copper remaining 1n the reservoir from the simultaneous solution of equation (15) for two consecutive years even though Httle 1s known regardin e Inputth g f e coppesystemo sth o t r. d Thuan s5 (1 assumin s eq n i g 16) that V > KDS, SA = (Y + 1), and Q » KD , then

KDSA] (2.17)

and - CjV/T At A 1+ = lR (2.18)

Thus Alg82 = 0.025 (400 + 20000 SA) (2.19)

A = A 1983 1982 - Q.Q25 x 400 = 0.015 (400 + 20000 SA) (2.20) 0.25

and eliminatio f A^ggo n 20.1= lead valua 8S o g.cm"^f t so e . SubstitutinA S r fo g

q (191 e ssolvind )an r Aishowfo g s tha 198n 1 t jug.cm"0 2 ton9 10 ther r s so wa e2 2

f coppeo thin 1 r s 98 active sediment layer e tota.Th l copper estimate o havt d e corroded froe condenser 0 th tonsm 10 . s 1 s Since the source term over the last ten years was unknown, the model has been run assuming either (1) a constant flux of 111 Aig cm~2.y~l or (2) a Gausslan distribution with a minimum of 28 ug and a maximum of 275 jug.cm" .y~^ Introduced un1form1ly oveyear e e importancth rTh . e sedimenth f eo t interactive ters i m illustrated by calculation of the change 1n the water concentration for KQ values of 100 (essentially no absorption) and 20,000 (the experimentally determined value). The total sediment in the active layer is 0.18 g.cm."^, as calculated above, and several combinations of Y were also tested to illustrate the influence of the time constan e sedimenth f o t t capacitor e resultTh . e showe ar s Figur n Th i n . 8 e calculations suggest that either metho f delivero d f coppeo y o lakt r e resultn 1 s approximatel e samth y e variatio concentration i n n with time afte e cessatiorth f no new Inputs. The effect of variations 1n the value of KQ on the change 1n concentration 1s very marked. The closest match 1n absolute value and slope to the experimentally determined value 198n 1 sd 198 2n averagan s givea 31 y b n e sedimentation rat f 0.01o e 2 g.cm~2.y~ a mixe d an ld 5 yearsdept1 f o h. The effect of association of copper with the sediments is to increase the effective residence time of copper 1n the water from 0.25 year to 1.5 years.

2.3.3 Empirical Combined Water and Sediment Model

A different approach to modeling the behavior of radlonuclides in rivers was developed by Schaeffer (1975). In this model he assumes that the concentrations of radlonuclide solution 1 s n decrease exponentially downstream froe pointh m f releasto e due to dilution and adsorption to sediments. He goes on to point out that the highly contaminted bed-load sediment will move downstrea r lesfa ms rapidly thae watenth r and that fluvial sediments could be a major source of the radiation dose to persons living alon e river e th gresulte mode Th e showth . generalize a ar lf n so i n d diagram in for a continuum constant discharge F1g. 8. The concentration in the water decreases exponentiall a functio s a y f distanco n e downstream e rat Th f decreas.o e e

173 100

( 2 oO 10 oc 0 MEASURED Cul CL D KD=iOO J 8 ÜJ = O.OI2 I 5 1 = Y

• KD * 20,000 ® KO « 20,000 X ÜJ « 0.020 W » O.OS2 5 1 « Y 5 1 « Y CONSTANT ANNUAL' VARIABLE (GAUSSIÂN) ÎNPUT I l ' h-h' 7! 73 75 77 79 81 877! 73 75 77 79 81 83 85 8? YEAR YEAR predictee Th . Fig8 d .behavio f coppeo rshallow-watea n i r r reservoir wit shorha t residence time based on measured water concentrations in two successive years after major input f coppeo s r ceased (see text)predictee Th . d curves for the concentration in water were calculated using a concentration of total active sediments calculated froe experimentamth l data) Assumin(a , g totae th l copper input oven year releases te r wa sunifora t da m constant rate. Calculation 0.01= > d 20,00u s an 2d mad g.cm~ 0 an r 0 Kfo 10 e «= s .y~ » (b) Assuming the coppeD r2 was released as a Gaussian distribution. Concentrations in water calculated as a function of time for KD = 20*000, and a sedimentation rate and mixed layer depth of 0.012 and 15, g.cnTSy"1 and years respectively.

is a function of river flow and the loss to the bed sediments. As a result of the interaction witsedimentd be h theid san r slow transfer downstream e sedimen,th t concentration increase maximua o st somt ma e distance downstrea thid an ms maximum continues to move further downstream with increasing time. trulThia s i sy empirical model sinc e applieth e d constane exponentiath r tfo l decrease in water concentration is derived for each river and radionucllde, and the d loabe ratd f o etranspor calculates i t functioa s a d f wateo n e slopr th dept d e an h of the river bed. However, it has a major flaw in that once radioactivity is adsorbed onto sediment, 1t is not permitted to desorb, and therefore the model will tend to seriously overestimate the sediment contamination.

174 3. ASSESSMENT OF CRITICAL PARAMETERS

It 1s clear from the discussion in the preceding sections that several parameters are common to all models and that 1n some of the more complex ones, the data requirement r calibratiofo s validatiod nan n became excessive.

The most complete models will hav o Includet e parameter o describt s ) (1 e diffusiona advectlvd an l e processes withi e watenth r column ) settlin(2 » d gan resuspensatlon of sediments, (3) adsorptlonal/desorption of radlonucHdes as sediments e hydraulith ) (4 , c propertie e river—geometryth f o s , flow, sediment sources and sinks etc., and (5) sources of contamination.

1 Diffusiona3. Advectivd an l e Processes

Unless interestei e on s n modelindi e dispersiogth f radionuclideo n s acrose sth immediate riveth n i r e vicinit release th f diffuslonal-dispersioe yo th e n terme ar s relatively unimportant in relation to other flow parameters such as advectlon and the resuspensio sedimentsd be resultf a o ns A e model.n almos i ,th l sal t developeo s d far, longitudinal diffusive dispersio t beeno ns includedha ne otheth n rO hand. » Onishl (1979b) has included a dispersion term in the formulation of the vertical distributio f different-sizeno d sediment particle watee th mosn i n ri s t complete sediment model SEDATRA,

The correct formulatio e advectlvth f no emose terth t s mi critica describinn 1 l g the transport of both dissolved and particle-adsorbed radionuclides in rivers. For soluble radionuclides, the accurate prediction of their concentration downstream will be dependen s abli wele t o parameterizw et solel on ho l n o y e rate eth f th flo eo n wi river as a function of external forces, such as weather conditions and bed geometry.

The resuspension and deposition of bed sediments are very directly related to the rate of flow, and for radionuclides that are strongly adsorbed by sediments, the effec f floo t w rate sedimenn o t loading e criticacoulth e db l paramete predictinn 1 r g the persistance of these pollutants 1n the water. If the radionuclide can be desorbed fro e sedimentsmth e sediment e dissolvesourca th th , s r a als n fo et ca soac d load.

3.2 Settling and Resuspension of Sediments

The settlin resuspensiod gan f sedimentno criticae th clearls f 1 o s e l on yIssue s for the transfer of radionuclides 1n rivers. The mechanism of settling is generally parameterize e resuspensio termn th 1 dd f Stokeo san w La s n proces s parameterizei s n di terms of critical flow rates which can resuspend, or keep in suspension, sediments with given particle-size range r physico-chemicao s l surface properties commoA . n classification of sediments includes cohesive and non-cohesive nature and several particle-size ranges. In a sediment transfer model developed by Fields (1976a,b) there are 12 size fractions from clay (<4 /jM) to sand (< 100 jum). On the other hand, Onishi and Wise (1979b) specify only three size ranges between < 4 ^M to 100 uM.

Fields use one-dimensionaa s l mode o describt l e sediment transpor termn 1 t f o s flow-rate, channel velocit (Stokesd an y f settlino ) g sediment particles Included an , s a paramete o indicatt r tendence eth particulaa r fo y r size-rang o remaiet n i n solution modee Th .l also requir e definitioeth effective th f no d e be diamete e th f o r sediment to provide an estimate of bed-load fluxes at low flow rates, I.e. the between bed sediment movement and faster waste flow above (Thomann, 1978). This paramete vers 1 r y difficul o estimatet t .

175 Onish d Wisan ie (1979b) parameteriz sedimend ebe t transpor . depositioI.e t d an n scour 1n terms of the slope and elevation of the river bed. Their formulation require e longitudinath s d verticaan l l distribution f threo s e different particle e evaluatiosizeth d a verticaan s f o n l dispersion coefficient. Thero doubn s i et tha e physicatth l propertie e sil clay-sized th an tf o s d fraction f sedimentso e stronglsar y influence y chemicab d d biologicaan l l processes occurrin e waterth n i g. These processes ten o altet de electricath r chemicad an l l propertie e surface th e particle f th so f so s whic n lea o ca coagulatioht d o fort n m larger particle r changeo s thein i s r abilit o adsort y b radlonuclides (Forstned an r Wlttman, 1979). The coagulation of submicron and micron particles Into larger particles is an extremely important mechanism 1n the transport of radlonuclides in water (Lerman, 1979). The surface properties* and therefore the hydrodynamic properties f particleo » dramaticalle b n ca s y changed whe e chemicath n l compositiof o n water is altered—the obvious situation being estuaries. Overall the estimation of the resuspension and settling of sediment particles is difficult and requires the definition of empirical parameters to evaluate particle- particle cohesivenes e developmenth d an s f transfeo t r coefficients base n Stokeo d s setling velocities (Fields, 1976) or the non-uniform vertical distribution of longitudinal velocity (Onishi and Wise, 1979b).

In terms of surface sediments where strong advective forces are largely absent» recent experimental evidenc s showha e n that biological activit d infrequenan y t large storm events distur e sedimenth b t recor d inducan d e resuspension (Edgingtod an n Robbins, 1976).

3.3 Adsorption/Desorptlon of Radionuclides on Sediments

The adsorption/desorptlon term appears in many models attempting to describe the transpor f radionuclideo t aquatin i s c systems s beeha nt I recognize. a lon r gfo d time that radlonuclides are readily adsorbed by particles in the environment and transferre e sedimentth o t d s when dependin n otheo g r condition . currentse.g s * sedimentation rates, biological reworking r change o ,e chemica th n i s l environmene du t o earlt y diagenesis e contaminatioth , n sedimeno n eithes 1 t r burle r returneo d o t d the water. A large modele numbeth f o sr that attemp accouno tt transporr tfo f to radionuclid n sedimenteo s assume thae concentratioth t n particleo n a linea s i s r function of the concentration in solution, i.e. the relationship is defined by a KQ value which has been defined earlier in this paper. It must be stressed that this is an operational definitio s looseli d an ny equivalen K value e th t s commonly useo t d

define equilibria with exchangeD resins. Implicit in this definition is that the reactio s reversible1 n . Unfortunately verw criticafe y l studies have been madf o e the adsorption and desorptlon of radlonuclides onto sediments, in contrast to the large numbe f studieo r s that have bee ne uptak th mad f o e process alone. case Ith f nsynthetieo r naturao c l exchange materials e compositioth , e th f o n substrate and the concentration of exchange sites are closely controlled and, depending on their chemical properties, cationic or amnionic species can be more or less strongly adsorbed. Under these conditions measure Q valueK d e predictablar s e and reproducible experimentf i d an ; e conductesar d under conditions where complexlng agents are added to the aqueous phase, the KD varies in a manner predictable from the aqueous stability constant d concentrationsan e addeth df o s ligands.

176 p valuesK f o »e us Implyin e Th g bot lineaa h r relationship betweee nth concentration In water and the concentration on the solid, and a reversible reaction 1s stil t universallno l y accepted s wel1 lt I .know n that surface reactiont no o d s necessarily Involve 1on exchange or 1on-1on Interactions at the surface and other non-linear Isotherms have been used to Interpret the results» Such Isotherms Include the Freundlich, where CkC= p 1/n (3.1) where 1f n = l, k = Kp» e Langmulranth d , where C 1 c — = _ .j. _ CP kb b (3.2)

kb c or l^Ppn - (3.3) 1 + kc

where k 1s a measure of the strength of the Interaction between the rad1onucl1de and the surface and b 1s the maximum amount of rad1onucl1de that can be adsorbed onto the sediment. The Langmulr Isotherm was developed specifically to describe situations wher numbee eth f occupieo r d exchang r adsorptioo e n sites coul close b d e e totath lo t number available, wite assumptioth h n tha e hea tth f adsorptio to a s 1 n logarithmic functio f surfaco n e coverage (Travi Etuierd an s , 1981). However close examination of equation (3.3) shows that If 1 » kC then

C kb C= p (3.4)

and there 1s again a linear Isotherm where kb 5 KQ„ Since 1 < Kp <. 500,000 and the concentration f mosso t radlonucllde f concero s theid an n r stable element cogevere ar s t unreasonablno s 1 t 1 agaio , et 1 n» reducug.l~b 1 d Langmule 1 an th el r Isotherm to a linear form. Therefore under conditions where the adsorbing species occupy only an extremely small fractio e availablth f no e adsorptio e cas r nth mos fo es site 1 t s sa radlonucllde tracd an s e metals e assumptioth » lineaa f no r Isother s reasonablm1 f 1 e the assumption of a single Kp 1s reasonable.

Is 1t realistic to attempt to define single values of a Kp for each radlonucllde materiaa r fo l apparentl comples a y naturn 1 x sediments ea recena n I ?t review On1sh s suggesteha 1 numbea d f parametero r s that shad measuree b d r eacfo d h sediment 1n orde o characterizt r t (Onlshl1 e , 1981). These parameter e describear s Tabln 1 d e 3.1. Natural sedimen contain ca t n varying concentration f differeno s t geochemlcally definable minerals» poorly characterized hydrous oxide detrltad an s l organic material (skeletal materia humld an r fulvllo c c adds), which have widely differinn g1o exchang r adsorptioo e n properties. Whils cleai t 1 er tha significana t t fractiof no e smaller-sizeth d sediment particles have well-characterize exchangn 1o d e properties such as clays, 1t 1s more than possible that the adsorption properties of the sediments wil controllee b l 111-deflnen a y db d surface layermoleculaw fe a , r layers thick of, for example, hydrous Iron oxides or organlcs, that can be continually renewed, rathe e rcompositio th tha y b ne bul th k f no sediment .

To further complicate matters the measured values of Kp will depend not only on e propertieth e sedimentth f e chemicao s t th als bu n so l compositio overlyine th f no g or Interstitial wate thud formatioe th san r f complexeno s (Alie t al.ne , 1982; Nelson et al., 1980, 1081).

177 If ther a continua s i e w layerne l f f builhydrouo o s p u d s e surfacoxidth n o e e of the particles previously adsorbed radlonuclide may be burled and not available for exchange thus leading to an apparent Irreversible asdorption reaction. It is also

known that the adsorption of "7c 1n particular? is irreversibly exchanged Into the /

Inter-layer position b mlcaceoth f o s s natural clays s (Evan t al.se » 1983). Thera s i e considerable literature available describing the uptake of radionuclldes by sediments and soils. This literatur s recentlha e y been reviewe . (1981)y Onishb dal t e .i This review however wes exhaustive rather than critical and few attempts have been made to determine whethe e assumptioth r a reversibl f o n acceptables 1 Q eK .e th Witl al h parameters liste Tabln i d1 thie3. s characteristi s suprlslngl1 c y overlooked. e behavio^h f ^37rj o raquatin i c environments Illustrates som f theseo e

difficulties ans d the importance of the geochemlcal environment. In the Great Lakes region and the Tennessee River system» where sediments contain micaceous clay» l^'Cs apppear almose b o st t irreversibl ye sedimen bounth o t cannod tan releasee b t d even by moderately concentrated strong acids. Such acids should readily exchange H* for 3s";" Ion n naturao s l exchanges (Lomerlc d Tamuraan k » 1965) n contrasI . t oceanic sediments #h1ch also contain micaceous clays like 1111te» little -^Cs is adsorbed to

sediment particles and the -^7cmains 1n solution. Sediments collected in an re

estuarine area where the salinits y varies between fresh water and 35% show intermediate behavior (Jink d Wrennan s * 1975). This differenc n behavioI e s simplI r y explained that 1370S can ^e bound 1n the Inter-layer position 1n freshwater sediments because these position t alreadno e yar s fille + IonsRb o dt r . o wit t + no ThaK h s 1 t say that lj-^Cs cannot exchange Into these inter-layer positions In marine sediments Dut tha e reactioth t n wil a verb l y slow e recenTh . t observation n apparena f o s t increas e -37cs/239pth n i e u rati n sediment1 o s collecte n sedimeni d t e trapth n i s Atlanti d Pacifian c c oceans (Livingsto t al.e n» 1983e explaineb n )ca termn a i d f so fast rat f exchangeo litoniuji p f eo n froe nydrouth m s oxide surface layer f sedimento s s and vere sloth y w exchang f -l-^/Co e s froe Interlayeth m r E positionsUniteS e th d n I . States wher soile th e s contain very little micaceous clay -^70 s ac^ jS sorbed reversibl n ion-exchanga y o y e mechanis e naturath n o ml clays (Evan t al.e s« 1983)» and agai e ^n fth mosCs f to remain e waterth n i .s In contrast Edgington (1981) has shown that the uptake of plutonium onto sediments collecte a wid n i de variet f freshwateo y d marinan r e environments* froe th m Arcti o tropicact l lagoons result Q valueK n i s s tha e remarkabltar y constand tan probably a large proportion of the variation (a factor of 10) can be explained in term of particle size distribution. More recently Nelson and Lorett (1978) and have shown that the strong adsorption of plutonium to sediments 1s a result of the adsorption of Pu(IV)» the KQ for this oxidation state being 3 orders of magnitude higher than for the other predominant oxidation state in the environment» Pu(V). Since the ratios of Pu(IV)/Pu(V) vary by little more than a factor of 2 in oligotrophlc waters» it is clear that variations 1n this ratio will have only a small a seriee appareneffecn th I f elegano n s o t, KQ t t experiments» . (1982Nelsoal t )e n have shown that the Kn for plutonium will decrease If the concentrations of dissolved organic caroon (natural complexlng ligands) are increased» and the decrease s proportiona1 Q iK n e stabilitth o t l y constan d stoichlometrtan e completh f o y x formed. Edgington et al. (1979) have also shown that the adsorption of plutonium onto sediments is reversible. e apparenTh t non-variabilit r plutoniufo Q K e mth (whosf o y e chemical properties are not considered simple) with sediment source suggests that the mechanism of uptake is independent of the gross mineraloglcal composition. Experiments have shown that plutoniu d amerlciuan m e uniquelar m y asociated with reducible hydrous oxides wh.1ch occur ubiquitously as coatings on all sediment particles (Edgington et al.» 1976). The variation of KQ with particle size 1s to be expected from the early work summarised by Duursura and Gross (1971) using a variety of radlonucl ides.

178 ^^

Sediment Phase . 1 £Sfls1c...Mljne.rp..iogy

— clay mineralogy

— carbonates

— iron and mmanganese oxides

2. Surface Geochenfilstry

— hydrous reducible oxide coatings easil difficultd an y y reducible

— oxidizible (h^C^) and base extractable organic matter

exchangn —o i catioam d e nan capacit y

— carbonates — acid extractable oxide and other mineral coatings — trace metal concentration eacn i s h phase Aqueous Phase 1. Pure Water and Bulk Water , Ef d an H p — — major cations and an ions — organic ligands — as a function of molecular weight — trace metal concentrations Equilibrium Studies 1. Reversibility of adsorption reaction — tim reaco et h equilibrium 2. Effects of organic complexing agents 3. Effects of pH 4. Surface area and particle size effects 5. Effect of temperature

179 The work of Duursura and Bosch (1970) Indicates that the nature of the adsorption process 1s not necessarily simple. The results Indicated that for different rad1onucl1des the measured Kp's were very sensitive not only to 1on exchange capacit d Iroan yn oxide conten t als e carbonatbu toth d detrltaan e l organic carbon content. Early experiment y Jennb sd Wah an e l berg (1958) showed vthat while s associateSwa r d with carbonate precipitates, °^C associates owa d with Irod an n maganese oxides. Various chemical leaching techniques have been develope o determint d e eth associatio f mano n y elements with different geochemlcal phases. Schemes suggestey b d G1bbs (1973), Gupta and Chen (1975), Chester and Hughs (1967) and Tessler (1979) use different reagents to determine the fraction of an element associated with an ion- exchangeable phase, hydrons oxide phases remove y weab d k reducing agents (manganese oxides) and strong reducing agents (iron oxides), carbonate phases, organic phases (oxidized by peroxide or solubilized in basic solution and a detrltal or crystaline phase. These techniques have been summarize y Forstneb d Wittmad an r n e (1979ar d )an reviewed in another paper 'în this publication (Forstnen 1983)« In contras e apparentlth o t y very clear phase separatio r plutoniumfo n e th , distribution of lead in sediment phases (as 210pjj which is also deposited from the atmosphere resula s a ,f deca o t f 222Ro y mor s n)-j e complex« Carpente (1981. al t )e r have found that in coastal sediments from Saanich Inlet 210pjj ^ completely asodated

with the MnU2 phase. On the other hand, Edginaton (unpublisheds data) has found that r freshwatefo r sediments equal proportion f **-®Pb o se associate ar d Fe/Mn oxided an s humic acid d carbonatesan s t almosbu , t hal associates i f d wit n unidentifiea h d phase tha s solubli t dilutn i e e mineral acid. Parchineelan (1975) foun n sediment1 d s from the Rhine over 60% of lead 1s with Fe/Mn oxides and 15% with humic acids. Clearly, unlike plutonium t appear1 , s tha e behavioe tth b y f lea o ma rs comple i t df d an x difficult to parameterize a single value of a KQ for this element. Our knowledge of the mechanisms for the association of radionuclides with sediment s rudimentari s d evean yn thoug greaa h t dea knows 1 l n regardine th g physicochemical processes occurrin e interfacth t a g e between pure substanced an s water (Stumm and Morgan, 1982} Forstner and Wittman, 1979), our phase definitions are largely operational. Furthermore there is considerable overlap between the results of different extractions and the order in which they are performed. However, Guy and Chakrabarti (1975) have found thae sequencth t r increasnfo e g capacit f sedimeno y t phase o adsort s b heavy metals i s MnU > 2humi c acid > iron-oxides cla> s y minerals. s perhapi t I s surprising thae naturath t l Ion-exchanger e leassth appeae tb o t r effective t musI e .remembereb t d that this ordering doet predicno s t magnitudef o s d tha Ke adsorptioan p tth n capacit f naturao y l sediments wil e dependenb l e th n o t relative proportions of each different phase in the sediments.

3.4 Sediment Sources and Sinks and Sources of Contamination

Inheren e constructioth n i t f theso n e modele necessitth o st r maintainin fo y g water and sediment mass balances. Therefore careful attention must be paid to developing the necessary data base to identify and quantify all major sediment source d sinkssan . Similarly e validatioth , y modean f lo n will requir a edetaile d knowledge of all sources of radionuclides and the variation in time.

180 . 4 CONCLUSIONS

In the application of any model to the real aquatic environment for the calculation of dose or other Impact» the most Important constant 1s that the simplest model wit e moshth t conservative assumptions shoul usee db d first f I suc. modea h l leads to an answer that 1s acceptable» I.e. does not exceed some limit 1n a regulating guideline» the nl answethae al thaneedes th 1 s tI tf I r dexceed e th s acceptable limit» the morna e complex model with less conservative assumptions should be rul a used e mors eth A e. complex models will generally give acceptable results. The data requirements for such models are generally more stringent and unless these values are known extremely well» the use of a complex model gains little over a simpler one.

t I shoul stressee b d d that usee t modelonlb no do determinn t y ca s e whethea r planned action will exceed some stated limit but also more Importantly perhaps» used to refine field monitoring and experimental work. If some data regarding the behavio f rad1onucl1deo r p rivea u possiblavailablee e t b n i ar sy r se ma o et t i » simple models that will Identify problem areas or processes that should be studied in more detail In the next round of field observations.

Therreaa s 1 le nee r direcfo d t communication betwee e peoplnth e designing field monitoring programs and the people constructing models from the beginning of the project. Monitoring programs will benefit from the identification of specific objective e nee th o measurdt d san e selected parameter e correcth t a s t timed an s e modelerplacesth d an »s will gai bettena r appreciatio criticae th f no l parameters Involve n understandini d e naturath f o g l processes.

A major concern with respect to the modeling of the transport of radlonuclides n riveri r otheo s r aquatic systeme Interactioth s i s f thesno e chemicals wite hth sediments. Ther stils 1 e greaa l learnee t b dea o t ld regardin e mechanismgth f o s Interactio f radionuclideno s with sediment e assumptioth d an s f reversibilityo n .

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