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Le mercure en Amazonie

 | 
Jean-Pierre Carmouze
, 
Marc Lucotte
, 
Alain Boudou

Deuxième partie

Annexe 1. Le mercure : son cycle biogéochimique et sa répartition aux échelles planétaire et amazonienne

Marc Roulet

Texte intégral

INTRODUCTION

1Le mercure (Hg) est généralement considéré comme l’un des métaux les plus toxiques rencontrés dans l’environnement. Seul métal étant à l’état liquide à la température ambiante, il possède une pression de vapeur élevée, laquelle explique sa distribution relativement homogène à l’échelle planétaire. Il est constamment redistribué par voie aérienne au gré de la circulation atmosphérique générale (Jackson, 1997).

2Il se trouve à l’état d’ultratrace (10–9 à 10–12 g/g) dans l’environnement sous diverses espèces inorganiques et organiques, dans les roches, les sols, l’eau, l’air et les cendres volcaniques. La transformation du Hg entre ses différentes espèces et phases est contrôlée par une multitude de processus environnementaux qui comprennent des réactions photochimiques, des réactions d’oxydoréduction, catalysées ou non par des agents bactériens, et des fractionnements physiologiques.

3Le cycle biogéochimique naturel du Hg est modifié par diverses activités anthropiques. La quantité de mercure remise en circuit dans la biosphère par les activités anthropiques provient non seulement des divers usages du Hg mais aussi de toute autre activité qui indirectement mobilise le Hg contenu dans les sols en provoquant un accroissement des phénomènes d’érosion. Cette quantité est actuellement considérée comme étant du même ordre de grandeur que celle qui provient des sources naturelles.

4Certaines activités anthropiques ne se limitent pas à causer une augmentation des flux de Hg dans la biosphère, elles accroissent les capacités toxiques du Hg en créant des conditions environnementales favorables à la production de méthylmercure (MeHg), la principale forme de contamination des organismes vivants.

5Ces premiers éléments montrent à quel point la définition du cycle du mercure est rendue complexe par la multitude des échanges entre l’hydrosphère, l’atmosphère, la biosphère, les sols et les roches et les divers états physiques (solide, dissous, gazeux), et par les différents passages d’une forme chimique à une autre (organique, inorganique, oxydée, réduite) qui peuvent avoir lieu (Jonasson et Boyle, 1972). Cette complexité naturelle est accrue par le fait que certaines activités anthropiques modifient les flux et la distribution des formes chimiques du Hg. Aussi nous efforcerons-nous de décrire le cycle biogéochimique du Hg en distinguant, autant que faire se peut, les contributions des facteurs naturels et celles des facteurs anthropiques.

6À l’échelle de l’Amazonie, la problématique de la contamination au Hg est apparue dans les années 80, avec les premières publications sur l’impact des émissions de Hg provenant des activités d’orpaillage. Plusieurs auteurs ont par la suite pris en compte les activités minières de l’époque coloniale et la déforestation.

7Il n’est toutefois pas encore possible d’établir un bilan des différents flux de Hg en région amazonienne. L’importance des émissions volcaniques qui se manifestent le long de la cordillère et le rôle de la végétation tropicale sont totalement inconnus. Il en est de même de la contribution des émissions de Hg en provenance d’autres régions du globe. Nous nous efforcerons néanmoins de mettre à jour nos connaissances actuelles sur les différentes sources du Hg atmosphérique déjà identifiées dans la région.

LES SOURCES ET LES ÉMISSIONS DE HG

À L’ÉCHELLE DE LA PLANÈTE

Sources et émissions naturelles

8Les émanations de vapeurs de Hg qui proviennent de la croûte terrestre (volcans et autres failles) constituent la source primaire (Jonasson et Boyle, 1972 ; Nriagu, 1989, 1992 ; Rasmussen, 1994 ; Friske et Coker, 1995). L’altération des roches peut également être une source de Hg. Cela est notamment vrai dans certaines zones de subduction, de volcanisme, de sources chaudes, de fractures, de failles, le long des limites des plaques tectoniques où les roches sont enrichies en Hg (Gavis et Fergusson, 1972 ; Jonasson et Boyle, 1972 ; Friske et Cocker, 1995). Ces régions, de par leur répartition dans l’espace, constituent des ceintures dites mercurifères (fig. 1).

Figure 1. Les ceintures et les principaux sites mercurifères dans le monde (d’après Jonasson et Boyle, 1972).

9Une bonne partie du Hg naturel, après s’être déposée, se volatilise à nouveau puis se redistribue sous une forme diffuse tant en milieu continental qu’océanique. Ainsi, ces émissions secondaires, au même titre que les primaires, contribuent à alimenter en permanence le cycle du Hg dans l’atmosphère.

10Le Hg émis dans l’atmosphère par les sources naturelles (volcans, érosion éolienne des sols) se présente principalement sous la forme de vapeurs de Hg0 (Schroeder et Munthe, 1998), mais il peut, en plus faible proportion, se retrouver lié aux particules de l’air (aérosols). Les émissions naturelles dans l’atmosphère sont estimées à 3 000 t par an (Nriagu et Pacyna, 1988 ; Nriagu, 1989 ; Mason et al., 1994).

Sources et émissions anthropiques

11Près de 80 % des sources anthropiques primaires du Hg dans l’atmosphère sont des émissions de Hg gazeux provenant essentiellement des combustibles fossiles (surtout le charbon), des mines, de la purification des minerais et de l’incinération des déchets solides, 15 % sont constituées par des apports directs aux sols sous la forme de fertilisants et de fongicides, 5 % par des effluents industriels ou miniers (Stein et al., 1996 ; Jackson, 1997 ; Schroeder et Munthe, 1998). Il existe en outre une grande variété de sources diffuses : les piles usagées, les lampes fluorescentes aux vapeurs de Hg, les thermomètres, certaines peintures et d’anciens déchets et matériaux industriels (Jackson, 1997).

12Entre 15 à 50 % des rejets de Hg gazeux qui proviennent de la combustion de charbon ou de l’incinération des déchets municipaux solides se présentent sous forme de Hg0, tandis que 50 à 85 % sont sous forme de Hg2+ (Galbreath et Zygarlicke, 1996 ; Carpi, 1997).

13Les émissions anthropiques globales primaires dans l’atmosphère sont estimées entre 2 000 et 3 000 t par an (Nriagu et Pacyna, 1988 ; Nriagu, 1989 ; Mason et al., 1994). Les estimations des émissions globales reposent essentiellement sur des données relatives aux régions industrialisées de l’hémisphère Nord. Les émissions anthropiques dans l’hémisphère Sud sont encore mal connues (Schroeder et Munthe, 1998).

À L’ÉCHELLE DE L’AMAZONIE

Les activités minières

14Les débuts remontent à l’époque de la conquête. Les émissions des activités minières coloniales (1493-1900) ont été évaluées en utilisant les données de production minière et en appliquant un facteur représentant la quantité de Hg émise dans l’environnement par kilogramme de métal précieux produit. Fisher (1977) a retenu un facteur égal à 1,5 kg de Hg par kilogramme de métal précieux produit selon le processus du « patio ». Selon ce mode de calcul, les quantités de Hg utilisées pendant l’époque coloniale dans l’Amérique espagnole ont été évaluées à un total de 196 000 t entre 1570 et 1900 (Nriagu, 1994). Ces chiffres sont en accord avec la production de Hg de Almadén (Espagne) et de Huancavelica (Pérou), les deux principales sources du Hg utilisé dans les mines d’argent et d’or de l’Amérique coloniale espagnole (Brading et Cross, 1972). Dans les mines de la Bolivie et du Pérou actuels, principalement localisées dans la cordillère en marge du bassin amazonien (fig. 2), 80 000 à 100 000 t de Hg auraient ainsi été utilisées, si on se réfère aux données de Lamey (1966).

15Dans l’Amérique lusophone, plus tard le Brésil, durant les premiers cycles de l’or, de 1690 à 1850, c’est le même procédé de séparation gravimétrique qui est presque exclusivement utilisé (Lacerda, 1997 b). Le tableau I donne des estimations sur les émissions qui ont eu lieu entre 1800 et 1880. Quant à la Guyane française, elle a connu sont premier cycle de l’or vers la fin du xixe siècle (voir annexes 12 et 13).

Figure 2. Les différentes mines d’argent de l’époque coloniale en Amérique du Sud (d’après Nriagu, 1944).

16Nous savons peu de chose quant au devenir et aux effets de ces quantités considérables de Hg utilisées par le passé dans les mines d’or d’Amérique du Sud. Nriagu (1994) estime qu’environ 10 % du Hg a été perdu durant son transport, son stockage et sa manipulation, et 25-30 % avec les résidus miniers (ce Hg résiduel des anciens sites miniers représente une source continue d’émissions). Les 60-65 % restants auraient été directement émis dans l’atmosphère ; le même auteur conclut que 118 000 t de Hg auraient été émises dans l’atmosphère par les mines d’or et d’argent d’Amérique latine, dont 50 000 à 60 000 t au Pérou et en Bolivie.

Tableau I. Production d’or et émissions de Hg dans les régions tropicales et subtropicales.

Tableau I. Production d’or et émissions de Hg dans les régions tropicales et subtropicales.

Note * D’après Veiga, 1997.
Note ** Dans Malm (1998), d’après les données de Nriagu (1994) et Lacerda (1997 a) (sauf pour le Brésil).

17Une forte augmentation du prix de l’or durant les années 1970, culminant en 1980 (fig. 3), a déclenché une nouvelle ruée vers l’or dans de nombreux pays tropicaux, en particulier en Amérique latine, en Asie (Philippines, Chine) et plus récemment en Afrique (Tanzanie, Zimbabwe). Ce mouvement a débuté en Amazonie brésilienne dès la fin des années 1970, et s’est rapidement propagé, vers la fin des années 1980, à pratiquement toutes les autres régions du bassin amazonien et des hauts sous-bassins andins (tabl. II). L’usage du Hg, qui avait chuté après la mise au point du procédé de cyanuration, s’est à nouveau généralisé lors de cette seconde ruée (Lacerda, 1997 a). La pratique du procédé d’amalgamation et la remobilisation du Hg des anciens terrils de certains sites ont de toute évidence contribué à accroître les émissions de ce polluant dans l’atmosphère.

Figure 3. Prix de l’or sur le marché mondial (d’après Fleming, 1998) et production au Brésil (d’après Cleary, 2000).

18Il existe deux techniques artisanales d’extraction minière actuellement en usage dans les différents sites aurifères amazoniens.

19La première technique consiste à récupérer l’or et l’argent à partir des roches et des sols. Le minerai est finement broyé, préconcentré gravimétriquement puis amalgamé au Hg. Les résidus du concentré sont stockés et souvent réutilisés pour une nouvelle amalgamation afin d’en extraire les restes d’or. Des quantités significatives de Hg peuvent être émises vers l’atmosphère par volatilisation durant ce processus (Pfeiffer et Lacerda, 1988). Les résidus finaux, contenant des quantités variables de Hg, sont laissés sur place dans les terrils et constituent des sources permanentes de Hg dans l’atmosphère, par volatilisation. Les matériaux résiduels contiennent généralement des concentrations de 1 à 5 µg/g, voire souvent plus, pouvant atteindre 30 à 80 µg/g (Lacerda et al., 1991 ; Lacerda, 1997 a).

Tableau II. Estimation des émissions de Hg dans l’atmosphère par les feux de forêt en Amazonie brésilienne.

Tableau II. Estimation des émissions de Hg dans l’atmosphère par les feux de forêt en Amazonie brésilienne.

Note * D’après les données de l’INPE (1999).
Note ** En utilisant un facteur d’émission de 273 g de Hg/km2 (Roulet et al., 1999).
Note *** D’après Myers (1991), 400 000 km2 ont été déboisés de 1960 à 1988, puis extrapoler jusqu’en 2000 avec les chiffres de 1997.
Note **** En utilisant un facteur d’émission cumulatif de 370 g de Hg/km2 (Roulet et al., 1999).

20La seconde technique consiste à extraire l’or des sédiments par dragage du lit des rivières. Le matériel sédimentaire extrait directement du fond par des suceuses passe sur des tapis en cascade qui retiennent les particules les plus lourdes. La fraction lourde récoltée est ensuite amalgamée au Hg. Cette technique est utilisée dans la plupart des rivières amazoniennes.

21Les quantités totales de Hg émises dans l’environnement à partir des processus miniers sont difficiles à évaluer. La production d’or est en revanche mieux suivie, bien que la présence d’un marché parallèle non officiel empêche une estimation complète. Les quantités de Hg émises par kilogramme d’or produit sont aussi très variables selon les conditions des différents sites miniers, la richesse en Hg des sols et des sédiments et le procédé d’extraction (Lacerda, 1997 b). Un facteur d’émission moyen de 1,5 kg de Hg par kilogramme d’or est le plus fréquemment utilisé dans les calculs.

22En Amazonie brésilienne, différents auteurs (Pfeiffer et Lacerda, 1988 ; Lacerda et Salomons, 1991 ; Lacerda, 1997 b ; Cleary, 2000) estiment que 20 à 90 t d’or ont été produites annuellement en utilisant la méthode d’amalgamation (fig. 3). La production présente une très rapide augmentation pendant les années 80, avec un pic à 90 t en 1988, puis elle décroît rapidement au début des années 90. Depuis 1995, au Brésil, des technologies industrielles qui utilisent du Hg en circuit fermé ont pris le relais des technologies artisanales et assurent maintenant plus de 70 % de la production de ce métal. La ruée vers l’or amazonienne est à elle seule responsable de l’utilisation d’environ 1 200 t de Hg entre 1980 et 1995. Actuellement, l’ensemble des mines d’or du bassin amazonien, du plateau des Guyanes et de la cordillère utilisent de 115 à 200 t de Hg par an (tabl. I).

23Pendant l’amalgamation, des quantités variables de Hg sont perdues dans les rivières et les sols ainsi que par volatilisation dans l’atmosphère. Ensuite, l’amalgame est brûlé, généralement à l’air libre, émettant les vapeurs de Hg directement dans l’atmosphère. En fonction des processus d’extraction et de leurs variantes d’un site à l’autre, l’or ainsi produit peut contenir jusqu’à 7 % de son poids en impuretés (Pfeiffer et al., 1993), de sorte que, avant sa vente, il est à nouveau brûlé. Cette opération se fait généralement sans système de filtration ou de récupération des vapeurs de Hg ; il en résulte une sévère contamination des espaces de travail et des émissions atmosphériques dans les villes et villages où se pratique cette activité (Marins et al., 1991 ; Malm et al., 1990 ; Pfeiffer et al., 1993).

24Les émissions dans l’atmosphère représentent 65 à 85 % du total des émissions (Lacerda, 1997 b). La valeur de 75 % a été retenue dans les calculs du tableau II. La ruée vers l’or en Amazonie brésilienne aurait donc été responsable d’une émission totale d’environ 900 t (soit 60 t/an pendant 15 ans, d’après les données de production fournies par Cleary, 2000). Lacerda et Marins (1997) les estimaient à environ 80 t/an en se fondant sur les chiffres de la production d’or de 1990. Les émissions actuelles de Hg dans l’atmosphère à partir des mines de l’Amérique du Sud (bassin amazonien, plateau des Guyanes et nord de la cordillère) sont de l’ordre de 115 à 200 t/an. En Amérique du Sud, la dernière ruée vers l’or aurait été responsable d’émissions annuelles vers l’atmosphère de près de 300 t de Hg, soit environ 4 000 t pour les trente dernières années (Lacerda et al., 1999). À ces émissions, il faudrait ajouter celles qui proviennent des résidus miniers des périodes antérieures d’exploitation.

Les déboisements

25Lors des feux de forêt, le Hg contenu dans la biomasse végétale et celui présent à la surface des sols se volatilisent sous l’effet de la chaleur (Artaxo et al., 2000). Par ailleurs, la mise à nu des sols facilite l’érosion éolienne des poussières des sols et entraîne l’augmentation des aérosols enrichis en mercure (Fostier et al., 2000 ; Forti et al., 2000).

26Seule la contribution directe de la combustion de la biomasse forestière est pour l’instant évaluée (Veiga et al., 1994 ; Lacerda, 1995 ; Roulet et al., 1999). Roulet et al. (1999) ont mesuré les concentrations de Hg de la biomasse sur pied (feuilles, branches et troncs) et des litières au sol (feuilles mortes, brindilles, radicelles) dans trois forêts de l’Amazonie brésilienne et de la Guyane française. Ces auteurs ont déterminé un facteur d’émission égal à 273 g/km2 lorsqu’il s’agit d’incendies de forêt primaire et un facteur de 370 g/km2 lorsqu’il s’agit d’agriculture sur brûlis (cycle de trois feux sur dix ans). Les calculs prennent en compte, à la suite de Fearnside et al. (1993), Ulh et al. (1988) et Ward et al. (1992), l’efficacité de la combustion de chacun des compartiments forestiers.

27La mise à jour récente des données sur les surfaces déboisées en Amazonie brésilienne par l’INPE (1999) permet de recalculer les émissions de Hg par la combustion de la biomasse forestière, à la suite de la colonisation et du déboisement de ce territoire (tabl. II). Les émissions moyennes annuelles de Hg dans l’atmosphère en Amazonie brésilienne seraient en moyenne d’environ 5 t entre 1977 et 1997, avec un maximum de 8 t pour l’année 1995, correspondant à un taux de déboisement record. Les émissions cumulées de Hg dans l’atmosphère provenant de la combustion de la biomasse forestière depuis la colonisation de l’Amazonie brésilienne, dans les années 60, jusqu’à maintenant représentent un peu plus de 200 t.

Autres activités anthropiques

28Avec le développement industriel et urbain croissant de la région amazonienne, il faut s’attendre à l’apparition de nouvelles sources qui pourraient jouer un rôle croissant à l’avenir dans les bilans. L’expansion des activités minières, des transports, des industries, des petites centrales électriques et des grands centres urbains (comme Manaus, Belém et Santarém) s’accompagne de la combustion croissante de combustibles fossiles et de déchets divers contenant, en quantité variable, du Hg et de nombreux autres métaux (Seyler et Boaventura, 1999). Jusqu’à présent, les émissions de Hg dans l’atmosphère qui résultent de ces activités anthropiques ne sont pas évaluées pour la région.

Émissions d’origine naturelle

29Il n’existe pas d’étude sur l’importance relative des différentes sources naturelles primaires et secondaires ; néanmoins, plusieurs des sources naturelles sont identifiées.

30La végétation des forêts tropicales est la principale source d’émission de particules organiques sous la forme d’aérosols dans l’atmosphère en région amazonienne (Artaxo et al., 1988, 1990). Ces particules organiques sont constituées de grains de pollen, de spores, de bactéries, d’éponges, d’algues, de protozoaires, de champignons, de fragments de feuilles (Artaxo et al., 1994). Elles peuvent contenir du Hg et ainsi contribuer aux émissions atmosphériques naturelles. Récemment, la possibilité d’émissions de Hg élémentaire (Hg0) par la végétation a été démontrée pour des forêts tempérées et boréales (Lindberg et al., 1998).

31Plus récemment encore, les plaines inondables ont aussi été identifiées comme des sources diffuses significatives d’émission de Hg dans l’atmosphère sur le long terme (Wallschläger et al., 2000). L’étude de Wallschläger et al., portant sur la plaine d’inondation de l’Elbe en Allemagne, montre le rôle important des milieux humides, tels que les plaines d’inondation, dans le recyclage atmosphérique du Hg précédemment déposé par les sédiments à la surface des sols lors de l’inondation.

32Des éruptions volcaniques majeures peuvent également entraîner des apports massifs de Hg qui dominent temporairement le cycle atmosphérique du Hg (Nriagu et al., 1989). Cette source n’existe que dans la région andine. Dans la région amazonienne, les sols, la forêt et les surfaces aquatiques apparaissent comme les seules sources naturelles d’importance. Notons cependant que ces différentes sources potentielles peuvent être fortement influencées par le recyclage du Hg provenant du transport atmosphérique à longue distance et précédemment déposé sur les surfaces continentales (Lacerda et al., 1999).

DISPERSION ET DÉPÔT DES PRINCIPALES FORMES CHIMIQUES DE HG DANS L’ATMOSPHÈRE

LES FORMES CHIMIQUES DU MERCURE PRÉSENTES DANS L’ATMOSPHÈRE

33Trois espèces de Hg prédominent en milieu atmosphérique : le mercure élémentaire Hg0, le Hg2+ à l’état gazeux et le Hg associé aux particules (aérosols) (Schroeder et Munthe, 1998). Des formes organiques du mercure, dimé-thylmercure (DMeHg) et méthylmercure (MeHg), sont également rencontrées dans l’atmosphère mais à de très faibles concentrations (Bloom et Watras, 1989 ; Brosset et Lord, 1995). D’une façon générale, plus de 80 % du Hg se trouve sous la forme de Hg0 gazeux. Le Hg particulaire représente en moyenne moins de 5 % du Hg atmosphérique ; il est toutefois plus abondant dans l’air des villes et des centres industriels (près des sources anthropiques) et peut atteindre 50 % du Hg total (Schroeder et al., 1991 ; Pirrone et al., 1996 ; Schroeder et Munthe, 1998).

34Des réactions de transformation entre les différentes espèces de Hg ont lieu en phase gazeuse et aqueuse dans l’atmosphère (fig. 4). Ce sont des réactions d’oxydation du Hg0 en Hg2+ en présence de O3 ou de H2O2 + H+ et des réactions de réduction du Hg2+ en Hg0 par l’action combinée de H2O2 et de OH, ou encore des transformations de Hg en HgSO3 au contact de SO2, suivies d’une décomposition photochimique du produit formé en Hg0 (Iverfeldt et Lindqvist, 1986 ; Schroeoer et al., 1991 ; Hall, 1995 ; Pleijel et Munthe, 1995). Ces réactions contrôlent la partition du Hg atmosphérique entre les différentes phases (gazeuse, liquide et particulaire). Elles ont des conséquences importantes sur la biodisponibilité du Hg et ses transferts d’un compartiment de l’environnement à un autre.

DISPERSION DANS L’ATMOSPHÈRE ET DÉPÔTS SUR LES CONTINENTS ET LES OCÉANS

35La dispersion et le transport atmosphérique du Hg sont généralement considérés aux différentes échelles, globale, régionale et locale (Schroeoer et Munthe, 1998). La dispersion du Hg émis dans l’atmosphère dépend de la nature de ses formes chimiques et physiques et des taux de transformation des unes vers les autres. Les trois formes dominantes du Hg possèdent des aptitudes de déplacement très inégales (fig. 5). Le Hg0 peut être transporté par voie aérienne sur de très longues distances (plusieurs milliers de kilomètres), le Hg2+ en phase gazeuse est normalement retiré de l’atmosphère à quelques dizaines ou centaines de kilomètres de sa source d’émission, le Hg particulaire est généralement déposé à une distance intermédiaire, selon la masse et le diamètre des aérosols (Schroeder et Munthe, 1998).

Figure 4. La spéciation et les transferts du mercure dans l’atmosphère (d’après Tremblay, 1993).

36Près de la moitié du Hg introduit dans l’atmosphère par les émissions anthropiques directes primaires est déposée localement ou régionalement, le reste étant entraîné par la circulation atmosphérique générale et transporté à des centaines voire des milliers de kilomètres de son point d’origine avant de retourner à la surface de la terre (Mason et al., 1994 ; Jackson, 1997). La distribution du Hg dépend largement de la direction des vents et de la pluviosité (le Hg élémentaire tend à s’oxyder en atmosphère humide et donc à retomber avec les précipitations pour contaminer d’autres bassins versants). Elle dépend aussi de nombreux autres facteurs comme la spéciation, la partition entre formes dissoute et particulaire et la réémission du Hg. Le temps de séjour du Hg dans l’atmosphère varie entre 90 jours et 2 ans selon les formes de Hg concernées et les conditions météorologiques, tandis que le temps de brassage au sein de chaque hémisphère est de l’ordre de 3 mois (Stein et al., 1996). D’après ces chiffres, on devrait s’attendre à une distribution du Hg dans l’atmosphère relativement uniforme, du moins à l’échelle de chaque hémisphère.

Figure 5. Le transport et les dépôts atmosphériques des différentes espèces de mercure (d’après Carpi, 1997).

37Les mesures réalisées dans l’atmosphère océanique sur des transepts nord-sud à travers les océans Atlantique (Slemr et Langer, 1992) et Pacifique (Fitzgerald, 1986) montrent que les niveaux de Hg sont plus élevés dans l’hémisphère Nord que dans l’hémisphère Sud (fig. 6). Cette différence de répartition vient de ce que l’hémisphère Nord est le siège de plus fortes émissions de Hg anthropique, qu’il présente un rapport surfaces continentales/surfaces océaniques relativement élevé et que les vents dominants sont de secteur nord-ouest (Nriagu, 1992 ; Fitzgerald, 1995 ; Jackson, 1997). Slemr et Langer (1992) montrent qu’environ 65 % du Hg anthropique dans l’atmosphère provient de la combustion du charbon et que 90 % de ce charbon est brûlé dans l’hémisphère Nord. La différence entre les océans Pacifique et Atlantique viendrait également du fait que les échantillons prélevés en plein océan sont plus éloignés des sources de pollution dans le Pacifique que dans l’Atlantique (Fitzgerald, 1995 ; Jackson, 1997).

Figure 6. Concentrations de mercure gazeux atmosphérique au-dessus des océans Atlantique et Pacifique à différentes latitudes dans les hémisphères Nord et Sud (d’après Fitzgerald, 1995).

38Toutefois, le passage de la zone de convergence intertropicale, qui sépare les masses d’air des deux hémisphères Sud et Nord, ne se traduit pas par un gradient très marqué des concentrations en Hg atmosphérique (Lindqvist et Rhodes, 1985 ; Slemr et Langer, 1992). Cela s’explique, comme il vient d’être vu, par un temps de brassage atmosphérique relativement court par rapport au temps de séjour moyen du Hg dans l’atmosphère.

39Les différentes espèces de Hg sont retirées de l’atmosphère par les dépôts secs et humides (Pirrone et al., 1995 ; Jackson, 1997). En forêt, le Hg qui se dépose sur la végétation atteint le sol via la chute des litières (Schroeder et Munthe, 1998). Les dépôts secs de Hg ne sont pas importants en milieu océanique mais peuvent représenter jusqu’à 30 % du total des dépôts en milieu continental (Fitzgerald et al., 1991 ; Lindqvist et al., 1991 ; Mason et al., 1994).

40Les dépôts humides correspondent aux précipitations (pluie et neige) et sont d’égale importance en milieu continental et en milieu océanique (Lindqvist et al., 1991 ; Fitzgerald et al., 1994 ; Masson et al., 1994). Ils sont d’autant plus importants qu’ils concernent une région à plus fort taux d’émission de Hg. Ainsi, les dépôts de Hg les plus élevés (2,5-35 µg/m2/an avec une moyenne de 16 µg/m2/an) sont localisés sous les latitudes moyennes de l’hémisphère Nord, les dépôts les moins élevés se retrouvant en Antarctique et en Arctique (0,1-0,7 µg/m2/an) (Mason et al., 1994).

41Une bonne partie du Hg déposé à la surface des lacs et des océans retourne dans l’atmosphère par évasion du Hg0 à la surface de l’eau, suite à la réduction microbienne ou photochimique du Hg2+ (Fitzgerald et al., 1994 ; Mason et al., 1994 ; Vandal et al., 1995 ; Amyot et al., 1997). En raison de ces phénomènes de réduction puis d’évasion du Hg, les environnements aquatiques sont considérés comme retenant moins le Hg atmosphérique que les milieux terrestres (Xiao et al., 1991 ; Mason et al., 1994).

IMPORTANCE RELATIVE DES ÉMISSIONS ANTHROPIQUES ATMOSPHÈRIQUES DANS LE CYCLE DU HG

42Les estimations à la fois les plus complètes et les plus récentes sur les flux atmosphériques globaux sont données par Mason et al. (1994) et Hudson et al. (1995). La contribution anthropique directe et primaire dans l’atmosphère représente 40 % des émissions atmosphériques totales (soit 2 000 t/an), sans tenir compte d’une quantité égale qui est déposée près de son point d’origine et qui n’est donc pas comptabilisée pour les transports à longue distance. Si on tient compte des émissions secondaires attribuables à la volatilisation du Hg déposé antérieurement dans les environnements terrestres et aquatiques (surtout marins), la contribution anthropique atteint 60 % des émissions totales (2 700-3 400 t/an). Si le mercure déposé près des points sources est également pris en compte comme source secondaire, la contribution anthropique totale (secondaire plus primaire) atteint 70-80 % (4 700-5 400 t/an) (Mason et al., 1994 ; Hudson et al., 1995 ; Jackson, 1997 ; Schroeder et Munthe, 1998) ; 60 % de cette contribution se déplace sur de grandes distances au gré de la circulation atmosphérique générale.

43Les variations temporelles du Hg atmosphérique au-dessus des océans démontrent également l’importance du transport atmosphérique du Hg anthropique à longue distance (Slemr et Langer, 1992). Les concentrations de Hg atmosphérique auraient augmenté de 1,46 % par an dans l’hémisphère Nord et de 1,17 % dans l’hémisphère Sud. Mason et al. (1994) estiment que, au cours du siècle dernier, les émissions anthropiques auraient eu pour effet de tripler les concentrations en Hg dans l’atmosphère et à la surface des océans. Les deux tiers des émissions actuelles (de même que les dépôts sur les surfaces terrestres et à ta surface des océans) seraient directement ou indirectement d’origine anthropique. Ces observations indiquent clairement que les sources anthropiques dominent actuellement le cycle global du Hg. La pollution est dans l’ensemble moins sévère dans l’hémisphère Sud que dans l’hémisphère Nord.

44Des polluants de l’atmosphère autres que le Hg peuvent interagir avec le Hg atmosphérique en modifiant à la fois la distribution des différentes espèces et la partition entre les différentes phases. Ces modifications ont pour conséquence de changer la cinétique d’adsorption et de retrait du Hg atmosphérique par les dépôts secs et humides (Lindberg et al., 1986 ; Hudson et al., 1995). Hudson et al. (1995) soutiennent que, globalement, les effets du SO2, des oxydants et des matières particulaires rejetés pendant la période 1850-1990 ont causé une augmentation des dépôts de Hg sur les surfaces continentales dans les mêmes proportions que celles observées dans les océans.

DISPERSION PONCTUELLE DU HG AU NIVEAU DU SOL EN MILIEU AMAZONIEN

45Dans les sites d’orpaillage, les teneurs en Hg atmosphérique atteignent des valeurs très élevées, de 10 000 à 296 000 ng/m3 à Porto Velho, tandis que dans les agglomérations voisines elles sont très variables, de quelques nanogrammes par mètre cube à 5 800 ng/m3. Cette forte variabilité en zone urbaine tient principalement aux émissions de vapeurs de Hg en provenance des boutiques de vente de l’or où s’effectue la dernière étape de la purification (Marins et al., 1991).

46À Poconé, Marins et al. (1991) ont mesuré des concentrations comprises entre 1 600 et 2 300 ng/m3 à la porte de ces commerces et entre 140 et 1 680 ng/m3 dans un rayon de 100 m. À Porto Velho, Pfeiffer et al. (1991) ont relevé des concentrations variant de 140 à 170 ng/m3 dans un rayon de 450 m autour des commerces de l’or.

47Une partie importante du Hg émis se dépose rapidement près des sources (Marins et al., 1991 ; Malm et al., 1991 ; Pfeiffer et al., 1993). Aux alentours de Poconé, von Tümpling et al. (1997) ont noté des concentrations de 4 à 6 ng/m3, de 1,9 à 2,1 ng/m3 dans le parc national Serra das Araras et de 2,5 à 3 ng/m3 dans le Pantanal (ces deux derniers sites étant situés respectivement à 100 km au nord-ouest et à 100 km au sud des centres d’orpaillage). Dans une région du Rio Negro éloignée de toute source anthropique directe de Hg, la concentration moyenne de Hg gazeux dans l’atmosphère est de 1,3 ng/m3 (Fadini et Jardim, à paraître). Mason et al. (1994) ont calculé une concentration moyenne de 1,6 ng/m3 et proposé une concentration de Hg atmosphérique pré-industrielle de 0,5 ng/m3.

48Les particules provenant des feux de forêt influencent aussi significative-ment les concentrations atmosphériques de Hg. Dans la zone urbaine de Alta Floresta (Mato Grosso), un des centres miniers et de colonisation les plus importants en Amazonie brésilienne, Hacon et al. (1995) montrent que 5 à 20 % du Hg dans l’atmosphère se retrouverait associé aux particules fines provenant de la combustion de la biomasse forestière et aux particules plus grossières issues de l’érosion éolienne des sols. Dans cette région, aux effets de l’orpaillage s’ajoutent ceux du déboisement.

49En Guyane française, Amouroux et al. (1999) ont trouvé des concentrations moyennes de 5,4 à 15 ng/m3 de Hg0 dans un site aurifère en forêt dense (camp de Dorlin, bassin de la rivière Petit Inini) et des concentrations de 2,8 ng/m3 de Hg0 dans le réservoir de Petit-Saut, un site plus éloigné des points d’orpaillage. Ils ont noté des valeurs maximales entre 12 h et 14 h et minimales après 18 h, résultat probable des effets des variations journalières des conditions météorologiques sur la volatilisation du Hg à la surface des eaux et des sols. Ils concluent, d’après les flux de Hg estimés à l’interface eau-air dans la crique Petit Inini et dans le réservoir de Petit-Saut, que ces environnements sont des sources importantes de Hg atmosphérique dans la région.

DISPERSION À L’ÉCHELLE DU BASSIN AMAZONIEN

50Les travaux de Artaxo et al. (2000) qui portent sur 64 points d’échantillonnage, réalisés d’août à septembre 1995 sur une bonne partie du bassin amazonien, à une altitude variant entre 1 000 et 5 000 m, constituent la première étude à grande échelle de la dispersion atmosphérique du Hg en Amazonie (fig. 7). Les concentrations mesurées au cours de cette étude sont illustrées dans la figure 8, avec une valeur moyenne de 3,05 ng/m3. Aucune variation entre les concentrations de Hg et l’altitude ou les conditions météorologiques (humidité relative et température) n’a été observée.

51De faibles concentrations (0,5-2 ng/m3) ont pu être enregistrées au-dessus des zones vierges de forêt primaire et des zones qui ne sont pas situées sous le vent des centres d’orpaillage. Ces valeurs sont comparables aux concentrations de Hg atmosphérique observées dans les zones éloignées de toute source directe de contamination (tabl. III). En revanche, de fortes concentrations (5-14 ng/m3) sont mesurées au-dessus des zones d’orpaillage ou de combustion de la biomasse forestière.

Figure 7. Trajets aériens parcourus lors des échantillonnages atmosphériques du bassin amazonien du Brésil par Artaxo et al. (2000). CG : campo Grand ; SJC : São José do Campos ; PN : Porto Nacional ; Bra : Brasíliá ; Cui : Cuiabá ; Alf : Alta Floresta ; Pan : Pantanal ; Jam : Jamarí ; PV : Porto Velho ; Tuc : Tucurí ; Vil : Vilhena ; Man : Manaus ; San : Santarém ; Mar : Marabá.

52Une analyse factorielle des concentrations de Hg et d’éléments traces mesurées à Alta Floresta, similaire à celle de Hacon et al. (1995) évoquée précédemment, a conduit Artaxo et al. (2000) à identifier six facteurs pouvant expliquer les teneurs en Hg de l’atmosphère du bassin amazonien (fig. 9). Ces facteurs permettent d’identifier l’importance relative de l’origine des particules présentes dans un échantillon. En moyenne, 63 % du Hg atmosphérique est associé aux activités d’orpaillage et 31 % à la combustion de la biomasse, 4 % aux poussières de sols et 2 % aux aérosols d’origine marine.

53Dans la même étude, il est observé que 5 à 15 % de la masse des aérosols sont constitués de carbone élémentaire microparticulaire (suie et charbon). Ces fortes concentrations en carbone élémentaire, lequel provient de la combustion de la biomasse forestière, sont associées à de petites particules et représentent une grande surface d’adsorption pour le Hg gazeux. En conséquence, le Hg peut être associé aux aérosols provenant de la combustion de la biomasse forestière sans qu’il soit nécessairement émis simultanément avec ces particules pyrogéniques (Artaxo et al., 2000). Selon Artaxo et al. (2000), la forte association entre les concentrations de Hg et les facteurs de combustion de la biomasse peuvent être le résultat de trois mécanismes distincts : l’ad-sorption de Hg gazeux sur les particules émises par les feux de forêt ; l’émission directe de Hg par la combustion de la végétation ; la volatilisation du Hg de la surface des sols durant les feux.

Figure 8. Concentrations atmosphériques de Hg total mesurées lors des vols au-dessus du bassin amazonien réalisés par Artaxo et al. (2000).

Figure 9. Proportion des différentes sources de Hg dans l’atmosphère de l’Amazonie brésilienne (saison sèche 1995) pour chacun des facteurs étudiés par Artaxo et al. (2000).

Tableau III. Concentrations atmosphériques du Hg gazeux en région amazonienne et ailleurs dans le monde.

Tableau III. Concentrations atmosphériques du Hg gazeux en région amazonienne et ailleurs dans le monde.

TENTATIVE DE RECONSTITUTION DES ÉMISSIONS ANCIENNES SDE HG SUR LA BASE D’ENREGISTREMENTS SÉDIMENTAIRES

54Des tentatives ont été faites pour évaluer l’importance des émissions passées de Hg dans différents compartiments intégrateurs de l’environnement, comme les tourbières ombrotrophes et les sédiments lacustres (Fitzgerald et al., 1998 ; Lockhart et al., 2000). Ce sont les lacs, loin de toute source anthro-pique, recevant des eaux peu chargées en suspensions solides et aux sédiments peu touchés par la bioturbation, qui se prêtent le mieux à ce type de reconstitution (Lacerda et al., 1999 ; Fitzgerald et al., 1998 ; Lockhart et al., 2000).

55Une seule étude est disponible, qui porte sur trois lacs du bassin amazonien et deux lacs du sud du Brésil (Lacerda et al., 1999). Bien que les conditions évoquées ne soient pas totalement vérifiées, les auteurs ont étudié trois carottes de sédiment provenant de trois lacs différents de la région de São Gabriel da Cachoeira (Amazonas), de la chaîne de montagnes des Carajás (Pará) et de la plaine de Gurupi (Maranhão).

56Pendant l’holocène, entre 30 000 et 1 000 ans BP, les dépôts atmosphériques de Hg sont compris en moyenne entre 1,7 et 2,6 µg/m2/an. Pour Lacerda et al. (1999), ces valeurs représenteraient les niveaux de base des dépôts atmosphériques dans le basin amazonien. Des valeurs plus élevées, 4 et 6 µg/m2/an, sont notées à deux reprises, entre 3 300 et 3 600 ans dans le Maranhâo et entre 8 500 et 12 000 ans dans l’Amazonas. Ces pics seraient le résultat de périodes climatiques plus sèches et froides, avec une fréquence plus élevée des feux de forêt, cela en accord avec des données sur la distribution des pollens et du charbon dans des sédiments collectés dans les mêmes régions par d’autres auteurs (Absy et al., 1991 ; Cordeiro, 1995 ; Colinvaux et al., 1996 ; Turcq et al., 1998 ; Sifeddine et al., à paraître).

57Seule la carotte prélevée dans le lac situé dans la chaîne des Carajâs permet une interprétation des derniers 1 000 ans (fig. 10).

58Les calculs indiqueraient une augmentation des dépôts après la fin du xve siècle : les valeurs sont comprises entre 0,7 et 2,6 µg/m2/an avant 1600 (des valeurs similaires à celles des dépôts pré-historiques) et deviennent égales à 7-9 µg/m2/an pour la période 1700-1850. Cette augmentation des dépôts atmosphériques de Hg coïncide avec son utilisation dans les mines d’argent des colonies espagnoles d’Amérique du Sud. Les dépôts des trois premiers centimètres de la même carotte, représentatifs de tout le xxe siècle, varient annuellement de 9 à 11 µg/m2. Pour Lacerda et al. (1999), ces valeurs s’expliqueraient par les activités anthropiques actuelles, industrielles (régionales et planétaires) et minières (régionales). Les valeurs des dépôts modernes seraient donc de trois à six fois plus élevées que celles pendant la période pré-historique. Ces résultats, qui reposent sur une seule carotte, sont toutefois à confirmer.

Figure 10. Profil des taux de dépôt du Hg (en µg/m2/an), de la matière organique (en kg/m2/an), des dérivés de la chlorophylle (en SPDU/dm2/an) et des particules de charbon (en milliers de particules/cm2/an) dans les sédiments du lac de la chaîne des Carajás (d’après Lacerda et al., 1999).

DRAINAGE ET DEVENIR DU HG DANS LES SYSTÈMES AQUATIQUES

59Les annexes 2 et 3 traitent de façon détaillée de l’exportation du Hg à partir des sols et de son transport dans les rivières amazoniennes. Dans la présente annexe, nous nous limiterons à présenter les résultats obtenus dans d’autres régions du monde.

LESSIVAGE ET ÉROSION DES SURFACES TERRESTRES

60Dans les systèmes aquatiques continentaux non perturbés, le Hg présent dans l’eau provient à la fois du Hg directement déposé à la surface de l’eau par les précipitations, des apports issus du drainage des bassins versants (altération des roches, ruissellement à la surface et lessivage en profondeur des sols), et de la remise en suspension de sédiments par les turbulences créées sous l’action du vent sur le plan d’eau. En l’absence de pollution locale, les concentrations de Hg total dans les eaux de surface des milieux boréaux et tempérés sont de 0,5 à 2 ng/l dans les lacs d’eaux claires, de 2 à 10 ng/l dans les lacs humiques (eaux noires) et de 1 à 20 ng/l dans les rivières et les fleuves où la contribution des particules est souvent plus élevée (Meili, 1997). Dans les milieux très pollués, les concentrations de Hg dans l’eau dépassent rarement 100 ng/l. Il y a quinze ans, des concentrations de cet ordre de grandeur étaient souvent rapportées comme étant le niveau naturel de Hg dans l’eau. Les récentes améliorations des techniques d’échantillonnage, de stockage et d’analyse du Hg ont eu pour résultat d’abaisser, dans de fortes proportions, les niveaux de concentration de Hg mesurés dans l’eau (Fitzgerald et Watras, 1989).

61Le Hg dans les eaux des lacs et rivières se retrouve en grande partie adsorbé aux particules organominérales en suspension et/ou au carbone organique dissous. Souvent, les concentrations de Hg dans l’eau sont fonction des apports provenant du bassin versant. Le type de bassin versant et les processus naturels et anthropiques qui agissent sur les surfaces terrestres contrôlent en grande partie le transport de Hg des milieux terrestres vers les milieux aquatiques (Lindqvist et al., 1991 ; St. Louis et al., 1994 ; Hurley et al., 1995 ; Babiartz et al., 1998 ; Balogh et al., 1998). Dans les bassins versants où les activités agricoles dominent, le Hg transporté l’est principalement du fait du transport saisonnier des particules érodées de la surface des sols en suspension dans l’eau. Dans les bassins peu anthropisés et sous couvert de forêt, le Hg est principalement associé à la phase dissoute et colloïdale. Les caractéristiques des bassins versants contrôlent également les flux de MeHg vers les axes de drainage. La présence de tourbières ripariennes et de sols organiques humides a pour effet d’accroître la production et l’exportation de MeHg (St. Louis et al., 1996 ; Branfireum et al., 1998 ; LEE et al., 1998). D’où l’importance que revêtent les zones humides pour la production du MeHg.

62Le Hg déposé sur les surfaces continentales est majoritairement séquestré à la surface des sols (Mason et al., 1994). Le Hg0 en provenance de l’atmosphère qui est déposé à la surface des sols a une très faible solubilité dans l’eau, mais en conditions d’aérobie il est rapidement oxydé sous la forme Hg2+ qui est plus soluble (Schroeder et al., 1991). Hg2+ prédomine dans les sols, complexé à la matière organique et/ou adsorbé à la surface des particules minérales (argiles, oxyhydroxydes et sulfites) (Andersson, 1979). Nater et Grigal (1992) estiment que les activités anthropiques ont pour effet d’augmenter de 2 à 20 % les charges en Hg à la surface des sols dans le centre-nord des Etats-Unis. En Suède, en forêt boréale, dans l’horizon organique de type mor, 70-80 % du Hg rencontré serait d’origine anthropique (Lindqvist et al., 1991), contre 30 % dans le nord du Québec (Grondin et al., 1995).

63Ce Hg est libéré lentement dans les milieux aquatiques continentaux, puis vers les milieux côtiers. Dans les lacs des régions tempérées et boréales, la plupart des estimations indiquent qu’environ 10 à 30 % des dépôts atmosphériques sur un bassin versant atteignent le milieu lacustre (Aastrup et al., 1991 ; Lindqvist et al., 1991 ; Johansson et al., 1991 ; Swain et al., 1992). Par conséquent, l’influence du Hg d’origine anthropique dans les milieux aquatiques se poursuit longtemps après toute réduction des sources d’émission dans l’environnement car des quantités considérables de Hg y sont accumulées. Dans le cycle biogéochimique global du Hg, les sols sont assimilables à un réservoir et à un puits de Hg (Mason et al., 1994). Ils jouent un rôle fondamental dans le cycle du Hg en réglant les flux échangés avec l’atmosphère et l’hydrosphère. La conséquence principale en est que les effets néfastes du Hg dans l’environnement ne peuvent pas immédiatement régresser après une réduction des émissions anthropiques (Aastrup et al., 1991 ; Lindqvist et al., 1991 ; Johansson et al., 1991 ; Swain et al., 1992 ; Mason et al., 1994).

LES DIFFÉRENTES FORMES DE HG EN MILIEU AQUATIQUE, LEUR TRANSFORMATION ET LEUR TRANSPORT

64La biogéochimie du Hg dans les milieux aquatiques est principalement contrôlée par la présence de nombreux ligands responsables des processus de complexation du Hg inorganique et du MeHg (fig. 11). Les éléments géochimiques qui entrent en jeu sont la quantité et la qualité de la matière dissoute et particulaire, les concentrations et l’état d’oxydoréduction du fer, de l’aluminium, du manganèse et des composés sulfurés, certains ions comme les hydroxydes (OH), les sulfates (SO2–) et les chlorures (Cl). La partition entre les phases particulaire, colloïdale et dissoute est fondamentale dans les processus de transport, de bioaccumulation et de sédimentation.

65Le transport, la spéciation et la transformation du Hg dans les environnements aquatiques tempérés et boréaux sont principalement contrôlés par le cycle de la matière organique (Lindqvist et al., 1991 ; Lindqvist, 1991 ; Meili, 1991 ; Watras et Huckabee, 1994 ; Porcella et al., 1995). Néanmoins, les oxyhy-doxydes de fer, d’aluminium et de manganèse, les composés sulfurés réduits et les minéraux argileux sont des ligands importants pour de nombreux environnements, particulièrement ceux qui sont pauvres en matière organique (Jackson, 1989). Les oxyhydroxydes sont connus pour former des complexes avec d’autres solides ou colloïdes en suspension, comme la matière organique et les minéraux argileux. Ils augmentent ainsi la capacité de séquestration des métaux et leur vitesse de sédimentation. Dans les eaux profondes et les sédiments anoxiques, les oxyhydroxydes peuvent en revanche facilement être dissociés et libérer les métaux et les complexes métalliques associés. Les oxyhydroxydes contrôlent ainsi directement et indirectement la mobilité et le transport du Hg. Leur forte association avec la matière organique et le Hg explique toute l’importance des substances humiques colloïdales et dissoutes en tant que véhicule du Hg dans l’eau et les sédiments. La complexation du Hg et des ions hydroxydes agit également sur la distribution des espèces de Hg et par conséquent sur sa biodisponibilité dans les systèmes aquatiques. La matière organique et les sulfates peuvent aussi influencer les taux de méthy-lation dans les systèmes aquatiques en limitant la disponibilité du Hg inorganique pour la méthylation bactérienne (Meili, 1997).

Figure 11. Le cycle du mercure dans les environnements aquatiques (d’après Tremblay, 1993).

66Les transports de MeHg ne sont pas seulement contrôlés par les volumes d’eau écoulés (décharge) mais aussi par les taux de production et de décomposition du MeHg dans le milieu aquatique (Meili, 1997). Ainsi, les concentrations de MeHg dans les eaux de drainage ne reflètent pas nécessairement les conditions en amont. Elles sont en effet fortement dépendantes de la géochimie de l’eau, des temps de séjour et du transport du Hg dans les rivières et les lacs.

67La proportion de MeHg dans les eaux peut varier de moins de 1 % à plus de 30 % du Hg total ; elle augmente avec la concentration de matière organique et décroît avec l’augmentation de la concentration de particules minérales. La proportion de MeHg est généralement comprise entre 0,5 et 5 % dans les rivières turbides, entre 1 et 10 % dans les lacs d’eaux claires et entre 3 et 30 % dans la plupart des lacs et rivières humiques ou eutrophiques (Meili, 1997). De plus fortes valeurs peuvent être observées dans les environnements anoxiques où la matière organique est abondante : autour des milieux humides, des sols inondés et au fond des lacs stratifiés.

68Les sédiments constituent le réservoir le plus important de Hg dans le milieu aquatique continental. Dans les rivières, les sédiments contrôlent le temps de séjour et la rétention du Hg. Ils peuvent autant jouer un rôle de puits de Hg que de source secondaire, selon les conditions chimiques et physiques. Dans les lacs, la faible proportion de MeHg dans la plupart des sédiments laisse penser que la sédimentation représente un puits efficace sur le long terme pour le Hg inorganique mais pas pour le MeHg. Par ailleurs, dans les lacs et les rivières, une partie importante du Hg inorganique et du MeHg retourne dans l’atmosphère avec la réduction du Hg2+ en Hg0 puis sa volatilisation (Lindqvist et al., 1991 ; Lindqvist, 1991 ; Watras et Huckabee, 1994 ; Porcella et al., 1995).

ORIGINE DU MEHG DANS L’ENVIRONNEMENT AQUATIQUE ET ACCUMULATION DANS LES ORGANISMES AQUATIQUES

69Le Hg est principalement accumulé dans les poissons sous la forme de MeHg (Grieb et al., 1990 ; Bloom, 1992). En conséquence, la transformation des diverses formes de Hg en MeHg est le processus clé de la biodisponibilité du Hg.

70Les annexes 4 et 5 sont consacrées à cette question. Nous nous limiterons ici à en dégager les grands traits.

71Le MeHg provient de la méthylation du Hg inorganique, laquelle peut se dérouler dans la plupart des compartiments, les sédiments (Jensen et Jernelöv, 1969), les sols (Beckert et al., 1974), la colonne d’eau (Furutani et Rudd, 1980) et les milieux humides (St. Louis et al., 1994), en présence de matière organique. Dans les mêmes compartiments, le MeHg formé peut être décomposé selon un processus antagoniste de déméthylation. Ces processus, la plupart du temps, se déroulent grâce à l’intervention de micro-organismes. Ces derniers agissent soit directement (les réactions ont lieu en leur sein), soit indirectement par les produits qu’ils excrètent (Meili, 1997). Dans l’environnement, les concentrations de MeHg dans la colonne d’eau des lacs représentent le bilan des processus de méthylation et de déméthylation. Elles sont le résultat d’un équilibre dynamique entre ces deux réactions (fig. 11).

72Des découvertes récentes indiquent que des quantités importantes de MeHg entrent dans les lacs, autant en provenance des bassins versants que de l’atmosphère (Bloom et Watras, 1989 a ; Lee et Iverfeldt, 1991). Cependant, le MeHg importé peut être rapidement décomposé, de sorte que les concentrations en MeHg sont davantage contrôlées par les processus géochimiques qui se déroulent dans les lacs et rivières que par les apports de MeHg dans ces systèmes (Parks et al., 1989 ; Meili, 1997).

73Le MeHg s’accumule beaucoup plus facilement que le Hg inorganique dans les organismes, son assimilation étant plus rapide et son élimination plus lente. Il est bioamplifié le long des chaînes alimentaires, en ce sens que les organismes d’un niveau trophique inférieur jouent le rôle de préconcentreur de Hg pour les organismes placés à un niveau immédiatement supérieur (voir annexe 4). Par le double jeu combiné de la bioaccumulation et de la bioamplification, le MeHg, bien qu’il soit présent dans l’air et dans l’eau à l’état de trace, se trouve sous de fortes concentrations chez les poissons placés à l’extrémité de la chaîne trophique du milieu aquatique.

74Le Hg accumulé dans les organismes des lacs et des rivières proviendrait du Hg atmosphérique précédemment déposé à la surface des sols des basins de drainage (Lindqvist, 1994), tandis que celui accumulé dans les organismes marins serait directement issu des retombées atmosphériques (Rolfhus et Fitzgerald, 1995).

75Dans de nombreux lacs aux eaux acides, les niveaux de Hg enregistrés dans les poissons peuvent être relativement élevés, même si les concentrations de Hg dans l’environnement sont très faibles. Il est communément observé dans les lacs et les rivières que la production de MeHg et son accumulation dans les organismes sont souvent indépendantes des quantités de Hg total présentes dans le milieu. Elles dépendent en réalité d’un ensemble de facteurs environnementaux et de l’activité microbienne qui contrôlent la spéciation du mercure et par conséquent sa biodisponibilité (Jackson, 1997). Ainsi, dans certains lacs non enrichis en Hg par une contamination anthropique directe, on note de fortes productions de MeHg. Cela s’explique par le fait que dans ces milieux président des conditions environnementales qui ont pour effet de stimuler la croissance et l’activité des bactéries responsables de la méthylation du Hg. L’accumulation de MeHg dans les poissons est augmentée d’autant. Les conditions favorables à ce processus sont souvent réunies dans certains réservoirs hydroélectriques grâce à l’entrée d’importantes quantités de matériel organique labile, à la suite de l’inondation des sols forestiers, provoquant un accroissement de l’activité bactérienne et, consécutivement, une augmentation significative des concentrations de MeHg dans les poissons (Jackson, 1988, 1991). Cela illustre un fait important : les niveaux naturels de Hg dans l’environnement sont généralement suffisants pour provoquer un problème sérieux de bioaccumulation de MeHg dans les organismes si les conditions sont favorables à la production de cet agent toxique.

76Les effets des précipitations acides sur les interactions entre les espèces de Hg transportées dans l’atmosphère et les organismes aquatiques sont particulièrement inquiétants. Les précurseurs des acides concernés (SO2 et NOX) proviennent en bonne partie des mêmes sources de pollution (la plus importante étant la combustion du charbon).

77L’acidité favorise le dépôt du Hg atmosphérique et accroît l’effet toxique du Hg dans les milieux aquatiques mal tamponnés. L’acidification de ces lacs éloignés de toute source directe de pollution est généralement accompagnée par une augmentation marquée des concentrations de MeHg dans les poissons (Winfrey et Rudd, 1990 ; Lindqvist et al., 1991 ; Haines et al., 1995). Les effets des pollutions atmosphériques au Hg doivent être étudiés en tenant compte du rôle synergique des acides présents dans l’atmosphère (H2SO4 et HNO3) (Jackson, 1997).

CONCLUSION

78Les activités anthropiques qui rejettent du Hg dans l’atmosphère, comme la combustion du charbon, l’incinération des déchets, la purification des minerais, se sont intensifiées ces dernières décennies et ont eu pour effet d’augmenter de façon très significative les teneurs de Hg dans l’atmosphère. Aucun point de la planète ne se trouve à l’abri de la contamination mercurielle étant donné le caractère volatil du mercure qui permet son transport sur de longues distances. En ce sens, le mercure est un contaminant « global ».

79À l’échelle amazonienne, dans l’état actuet de nos connaissances, tout bilan ne peut être que partiel et fragmentaire et dépend avant tout de la région considérée. Rappelons que seules les activités d’orpaillage et la combustion de la biomasse forestière font l’objet d’une quantification des émissions de Hg dans l’atmosphère.

80En Amazonie brésilienne, les émissions cumulées de Hg provenant des activités d’orpaillage représenteraient un total de 900 t, alors que celles issues de la déforestation atteindraient 212 t (soit environ 20 %). Il faut cependant noter que la contribution relative des différentes sources peut être très variable d’une année sur l’autre. En 1995, année durant laquelle a été réalisée l’étude de Artaxo et al. (2000), une faible production d’or a été enregistrée, avec un total de 23 t produites par le secteur informel de l’orpaillage, responsable de la majeure partie des rejets de Hg. Cette quantité d’or correspond à des rejets directs dans l’atmosphère de 26 t de Hg. En contrepartie, l’année 1995 a été marquée par un taux de déboisement record, correspondant à des émissions d’environ 8 t de Hg dans l’atmosphère (tabl. II). Si nous considérons ces deux principales sources uniquement, la déforestation serait responsable d’environ 30 % des émissions, soit une valeur similaire aux mesures dans l’atmosphère effectuées par Artaxo et al. (2000) pour cette année-là. En revanche, en 1988, il a été produit environ 90 t d’or, ce qui correspond à des rejets d’environ 100 t de Hg dans l’atmosphère, tandis que le déboisement était responsable de l’émission de 5 t de Hg (il n’aurait contribué que pour 5 % seulement aux émissions anthropiques totales).

81En Guyane française, il est certain que la faible importance relative du déboisement face aux activités d’orpaillage fait que cette dernière source est dominante. Il ne faut cependant pas oublier que d’autres sources de type industriel ou domestique peuvent exister dans les régions plus développées du territoire. Or, rappelons-le à nouveau, ces sources n’ont pas encore fait l’objet d’évaluations.

82Au sein de la zone intertropicale du continent américain, il ne faut pas négliger le fait que les sources anthropiques diffuses de Hg ne cessent d’augmenter, notamment la combustion de sources d’énergie fossile. La propagation atmosphérique sur de longues distances du Hg provenant des activités d’or-paillage, lesquelles se sont intensifiées dans la zone tropicale, pourrait également avoir un impact sur le cycle global de ce métal. Or il apparaît que l’influence des mines tropicales n’est pas totalement prise en compte dans la description de la géochimie globale du Hg.

83Enfin, Nriagu (1994) suggère que les émissions atmosphériques historiques dues à l’extraction des métaux précieux dès les années 1500 continuent d’influencer le cycle atmosphérique du Hg en tant que source secondaire (réémission du Hg précédemment déposé sur les surfaces terrestres et les océans). Les résultats obtenus par Lacerda et al. (1999) tendraient à confirmer cette hypothèse, ou du moins que ces sources historiques auraient influencé par le passé les quantités de Hg circulant dans l’atmosphère de la région.

84On retiendra en définitive qu’une interprétation fondée sur très peu de travaux disponibles, qui de surcroît portent sur un échantillonnage limité dans le temps et l’espace, ne permet pas d’apprécier pleinement l’importance relative des différentes sources de Hg dans le bassin amazonien et les régions adjacentes. Les travaux actuellement disponibles permettent seulement d’établir des bilans partiels qui ne considèrent pas la variabilité spatio-temporelle des différentes sources de Hg en région amazonienne.

Bibliographie

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Table des illustrations

Légende Figure 1. Les ceintures et les principaux sites mercurifères dans le monde (d’après Jonasson et Boyle, 1972).
URL http://books.openedition.org/irdeditions/docannexe/image/2533/img-1.jpg
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Légende Figure 2. Les différentes mines d’argent de l’époque coloniale en Amérique du Sud (d’après Nriagu, 1944).
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Titre Tableau I. Production d’or et émissions de Hg dans les régions tropicales et subtropicales.
Légende Note * D’après Veiga, 1997.Note ** Dans Malm (1998), d’après les données de Nriagu (1994) et Lacerda (1997 a) (sauf pour le Brésil).
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Légende Figure 3. Prix de l’or sur le marché mondial (d’après Fleming, 1998) et production au Brésil (d’après Cleary, 2000).
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Titre Tableau II. Estimation des émissions de Hg dans l’atmosphère par les feux de forêt en Amazonie brésilienne.
Légende Note * D’après les données de l’INPE (1999).Note ** En utilisant un facteur d’émission de 273 g de Hg/km2 (Roulet et al., 1999).Note *** D’après Myers (1991), 400 000 km2 ont été déboisés de 1960 à 1988, puis extrapoler jusqu’en 2000 avec les chiffres de 1997.Note **** En utilisant un facteur d’émission cumulatif de 370 g de Hg/km2 (Roulet et al., 1999).
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Légende Figure 4. La spéciation et les transferts du mercure dans l’atmosphère (d’après Tremblay, 1993).
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Légende Figure 5. Le transport et les dépôts atmosphériques des différentes espèces de mercure (d’après Carpi, 1997).
URL http://books.openedition.org/irdeditions/docannexe/image/2533/img-7.jpg
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Légende Figure 6. Concentrations de mercure gazeux atmosphérique au-dessus des océans Atlantique et Pacifique à différentes latitudes dans les hémisphères Nord et Sud (d’après Fitzgerald, 1995).
URL http://books.openedition.org/irdeditions/docannexe/image/2533/img-8.jpg
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Légende Figure 7. Trajets aériens parcourus lors des échantillonnages atmosphériques du bassin amazonien du Brésil par Artaxo et al. (2000). CG : campo Grand ; SJC : São José do Campos ; PN : Porto Nacional ; Bra : Brasíliá ; Cui : Cuiabá ; Alf : Alta Floresta ; Pan : Pantanal ; Jam : Jamarí ; PV : Porto Velho ; Tuc : Tucurí ; Vil : Vilhena ; Man : Manaus ; San : Santarém ; Mar : Marabá.
URL http://books.openedition.org/irdeditions/docannexe/image/2533/img-9.jpg
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Légende Figure 8. Concentrations atmosphériques de Hg total mesurées lors des vols au-dessus du bassin amazonien réalisés par Artaxo et al. (2000).
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Légende Figure 9. Proportion des différentes sources de Hg dans l’atmosphère de l’Amazonie brésilienne (saison sèche 1995) pour chacun des facteurs étudiés par Artaxo et al. (2000).
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Titre Tableau III. Concentrations atmosphériques du Hg gazeux en région amazonienne et ailleurs dans le monde.
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Légende Figure 10. Profil des taux de dépôt du Hg (en µg/m2/an), de la matière organique (en kg/m2/an), des dérivés de la chlorophylle (en SPDU/dm2/an) et des particules de charbon (en milliers de particules/cm2/an) dans les sédiments du lac de la chaîne des Carajás (d’après Lacerda et al., 1999).
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Légende Figure 11. Le cycle du mercure dans les environnements aquatiques (d’après Tremblay, 1993).
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