CHAPITRE 1 HISTORIQUE DE LA CONTAMINATION DU FJORD ET PROPRIÉTÉS DES SÉDIMENTS

Table des matières

Plusieurs études ont documenté la distribution de contaminants dans l’eau (Gobeil et Cossa 1984) et dans les sédiments du fjord du Saguenay (Barbeau et al. 1981b, Pelletier et Canuel 1988, Gagnon et al. 1993, Cossa 1990). Cela a permis de reconstruire l’historique de la contamination et de reconnaître son origine anthropique. L’activité industrielle qui a marqué la région du Saguenay depuis les années 1930 jusqu’à la fin des années 1970 a été identifiée comme la principale responsable de la pollution du fjord. Trois types d’industries se sont installées au cours du siècle dans la région: l’usine de chlore et alcali d’Arvida, en activité de 1948 à 1976, les alumineries, présentes à Alma, Jonquière et La Baie, ainsi que quatre usines de pâte et papier, localisées le long de la rivière Saguenay (Alma, Kénogami et Jonquière) et à Port Alfred (Allan 1990). La contamination du fjord a été associée principalement à l’activité de l’usine de chlore et d’alcali d’Arvida ainsi qu’aux alumineries de Jonquière et d’Alma, qui ont déversé des rejets industriels dans la rivière Saguenay pendant plusieurs années. Les déversements ont continué jusqu'au début des années 1970, lorsque le gouvernement fédéral a instauré une réglementation concernant les effluents liquides. Par la suite, une nette diminution de l’apport de contaminants a été rapportée (Gobeil et Cossa 1984, Barbeau et al. 1981b, Pelletier et Canuel 1988, Gagnon et al. 1993, Cossa 1990).

La contamination des sédiments est surtout localisée dans la partie amont du fjord, près de l’embouchure de la rivière Saguenay. Les contaminants présents dans l’eau sont associés aux particules fines apportées par la rivière. Ces particules en suspension sont ensuite déposées dans le bassin profond du Bras Nord ou sont transportées par les courants en direction du bassin central ou de la Baie des Ha! Ha!. Les contaminants présents dans l’atmosphère se déplacent cependant par l’action du vent et peuvent atteindre facilement les régions environnantes. La teneur en métaux trace est maximale dans les sédiments du Bras Nord, et diminue dans les sédiments du bassin central et de la Baie des Ha! Ha! (Barbeau et al. 1981b, Pelletier et Canuel, 1988). Barbeau et al. (1981b) soutiennent l’hypothèse que le principal vecteur actuel de la contamination du bassin central et de la Baie des Ha! Ha! est l’apport atmosphérique.

Les sédiments du fjord du Saguenay sont contaminés par des métaux lourds (Hg, Pb, Zn, Cu) (Figure 1.1) et des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) (Cossa 1990, Gagnon et al. 1993). Le comportement des deux types de contaminants en milieu aquatique est très différent. Les hydrocarbures sont hydrophobes et donc très peu solubles. Les métaux lourds sont cependant solubles et leur solubilité est très sensible aux changements de pH et Eh du milieu. Ils réagissent facilement avec la matrice poreuse et les autres substances dissoutes et peuvent être immobilisés par sorption ou précipitation.

Figure 1.1: Profil de contamination des sédiments du fjord, à la jonction de la Baie des Ha! Ha! et du Bras Nord, avant le recouvrement de 1996 (d’après Gagnon et al. 1993).

Dans le cadre du Projet Saguenay, plusieurs carottes de sédiments d’une longueur variant entre 0.6 m et plus de 2 m ont été prélevées dans le fjord depuis le déluge de 1996. Ces échantillons montrent la présence d’une couche de turbidite déposée en 1996, d’une épaisseur moyenne d’environ 0.2 m. L’épaisseur de cette couche est très variable et peut atteindre plusieurs mètres à l’embouchure des rivières. Dans le secteur central de la Baie des Ha! Ha! et du Bras Nord, elle varie entre 0.1 et 0.6 m d’épaisseur (Maurice 2000) .

L’analyse chimique de plusieurs carottes a montré que les nouveaux sédiments sont pauvres en matière organique (1%) et riches en carbonate détritique (Pelletier et al. 1999). En raison de leur provenance, les sédiments de la nouvelle couche montrent une concentration en calcium deux à trois fois supérieure aux sédiments du fjord profond ainsi qu'une absence de contamination. La porosité varie à l'intérieur de la couche entre 0.8 et 0.5, avec une valeur moyenne de 0.7. Le potentiel rédox diminue continuellement avec la profondeur. L’analyse des carottes prélevées en 1996, quelques semaines après le déluge, et en 1997 montre que l’interface entre le milieu oxydant et le milieu réducteur s’est déplacée vers la surface des sédiments (Pelletier et al. 1999) et a atteint un nouvel état d'équilibre. Actuellement la profondeur de pénétration de l'oxygène dans les sédiments est d'environ 5 mm (Pelletier et al. 2003).

La rétention des métaux lourds dans les sédiments dépend des conditions géochimiques du milieu, tel que le pH, le potentiel rédox, la capacité tampon, et la capacité d’échange cationique de la matrice poreuse. Un des principaux mécanismes d’immobilisation est la sorption, qui est causée par des liens physiques (forces de Van der Waals) ou chimiques (échange ionique) avec les sédiments. D’autres mécanismes d’immobilisation peuvent affecter la mobilité des métaux lourds, tels que la complexation avec des ligands organiques, la précipitation sous forme de sulfures en milieu anoxique et la précipitation avec des carbonates ou des hydroxydes en milieu oxique.

La consolidation des sédiments peut induire le transport de contaminants par advection. Lorsque des sédiments sont chargés avec le poids d’une couche d’une certaine épaisseur, qui se dépose très rapidement, il se crée une surpression dans l’eau interstitielle des sédiments sous-jacents. Cette surpression se dissipe lors de la consolidation, pendant laquelle l’eau interstitielle est drainée et s’écoule vers la surface de la couche. La charge passe de l’eau aux particules des sédiments qui se compactent, causant le tassement des sédiments par consolidation (Figure 1.2).

Il faut distinguer entre deux types de consolidation: celle qui se produit dans les sédiments sous-jacents sous le poids ajouté de la couche superposée et la consolidation de la nouvelle couche, causé par son propre poids. La première est à considérer avec une attention particulière, car la consolidation de la couche contaminée peut introduire des contaminants dans la couche propre. La consolidation de la couche propre peut par contre accélérer le transport de contaminant éventuellement injecté suite à la consolidation de la couche contaminée.

La consolidation est un phénomène d’une durée limitée. Ainsi, l’advection aura lieu dans une première phase qui peut durer quelques semaines ou quelques mois selon l’épaisseur, la compressibilité et la perméabilité des sédiments.

Figure 1.2: Consolidation suite à la déposition rapide d’une nouvelle couche de sédiments.

Douze essais de perméabilité ont été réalisés sur des cellules oedométriques afin d’obtenir les paramètres nécessaires à l'évaluation de la consolidation des sédiments de la Baie des Ha! Ha! (Tableau 1.1). Cinq carottes de sédiments, dont trois d'une longueur de 0.6 m, prélevées avec un carottier à boîtes (BX) et deux carottes prélevées avec un carottier lehigh (LE) d’environ 2 m de longueur, ont été sous-échantillonnées à des profondeurs variant entre 0.05 m et 1 m. Six essais ont été réalisés sur la couche de turbidite déposée en 1996 et six sur la couche pre-1996 contaminée. De ces derniers, un essai (10) n’a pas produit de résultats à cause d’un défaut du matériel.

L’essai oedométrique classique consiste à charger une cellule de sédiments avec un poids déterminé et à mesurer le tassement des sédiments après 24 heures (Figure 1.3). Ensuite une nouvelle charge, qui correspond à une fois et demi le poids précédent, est appliquée à la cellule. Les essais de perméabilité se font à des paliers de chargement définis à l’avance, avec une hauteur d’eau variable et pendant 24 heures. La première charge appliquée aux sédiments de surface de la Baie de Ha! Ha! était de 1 kPa. Après quatre paliers de chargement, lorsque la charge appliquée correspondait à 6 kPa, un premier essai de perméabilité a été réalisé. Afin d’éviter un remaniement des sédiments provoqué par une pression d’eau trop élevée, la hauteur d’eau initiale du premier essai était de 0.3 m. Pour le deuxième essai (12 kPa), la hauteur d’eau initiale était de 0.5 m, pour le troisième (24 kPa) 0.75 m et pour les suivants (48 et 109 kPa) 1 m d’eau a été appliqué.

Figure 1.3 : Montage de l’essai oedométrique avec mesure de la perméabilité.

Les résultats des essais (voir Annexe 1) ont permis de déterminer des paramètres importants pour évaluer la consolidation, tels l’indice de compression Cc, l’indice des vides initial e0 et la conductivité hydraulique initiale K0. Les caractéristiques physiques déterminés à l'aide de l'essai sont présentés dans le Tableau 1.1.

Le temps de consolidation de la couche de turbidite sous son propre poids peut être évalué à l'aide de l'équation suivante:

(1.2)

où T représente le temps relatif (T = 1 à la fin de la consolidation), Hdr correspond à la longueur du chemin de drainage [m] et cv est le coefficient de consolidation [m2 an-1].

Le coefficient de consolidation cv peut être estimé à partir de l’équation suivante :

(1.3)

où K représente la conductivité hydraulique [m s-1], σ’v est le poids des terres [kPa] et eo correspond à l’indice des vides initial et γw [ kN m3] est le poids spécifique de l'eau.

Les essais oedométriques ont montré que la conductivité hydraulique K est de l’ordre de 10-8 m s-1. L’indice de compression Cc varie entre 0.35 et 0.86 avec une valeur moyenne de 0.55, tandis que l’indice des vides initial e0 varie entre 2.9 et 1.7 avec une moyenne de 2.3. On considère que le drainage se fait seulement dans la direction verticale et vers le haut. Le poids des terres σ’v est alors égal à la contrainte exercée par la charge de la couche de turbidite à la base de la couche même et corresponds à 1 kPa. Le coefficient de consolidation cv correspond à 0.44 m2 an-1 et le temps de consolidation est de 33 jours. Par conséquent, la consolidation de la turbidite s'accomplit dans un laps de temps très court par rapport à la durée de vie d'une couche de recouvrement. Ce processus ne sera donc pas incorporé dans le modèle de transport.