REPUBLIQUE ALGERIENNE DEMOCRATIQUE ET POPULAIRE
MINISTERE DE L’ENSEIGNEMENT SUPERIEUR ET DE LA RECHERCHE SCIENTIFIQUE
UNIVERSITE D’ORAN ES-SENIA
FACULTE DES SCIENCES
DEPARTEMENT DE BIOLOGIE
LABORATOIRE D’ECOLOGIE
MEMOIRE
présenté par : Nedjma Djamila BOUAMRANE
pour l’obtention du Diplôme de :
MAGISTER EN BIOLOGIE
Option : Ecologie Végétale
Sur le thème
ECOSYSTEMES AQUATIQUES CONTINENTAUX : CONTRIBUTION A L’ETUDE DE LA QUALITE PHYSICO-CHIMIQUE DES EAUX DU BARRAGE DE CHEURFA (Sig, Mascara)
Soutenu le 2008 devant :
Pr BELKHODJA Moulay Président Université d’Oran Dr HADJADJ-AOUL Seghir Rapporteur Université d’Oran Dr IDDOU Abdelkader Co-rapporteur U.S.T.Oran Pr BOUAZZA Mohamed Examinateur Université de Tlemcen Dr HASSANI Moulay Idriss Examinateur Université d’Oran
" Tu es la plus grande richesse qui soit au monde, et tu es aussi la plus délicate, toi si pure au ventre de la terre "
Antoine de SAINT-EXUPERY (Terre des hommes).
" Il y a d’extraordinaires beautés dans la source et les eaux qui filtrent sous la terre "
André GIDE (Les nourritures terrestres).
" L’eau reste la plus grande dénonciatrice des secrets de la terre et la plus belle source n’est qu’une trahison de ses entrailles " Jean GIRAUDOUX (La folle de Chaillot).
REMERCIEMENTS
Ce travail a été réalisé au laboratoire d’Ecologie sous la direction de Mr HADJADJ AOUL Seghir, Maître de Conférences à l’Université d’Oran Es-Sénia. Je le remercie d’avoir suivi sa progression avec une attention constante. Je le prie de bien vouloir agréer l’expression de ma gratitude et de ma respectueuse reconnaissance. Mes plus vifs remerciements vont à Mr IDDOU Abdelkader, Maître de Conférences à l’Université des Sciences de Technologie Mohamed Boudiaf d’Oran, pour ces précieux conseils et encouragements qui m’ont aidé à réaliser ce travail. Mes sincères remerciements vont aussi à Mr BELKHODJA Moulay, Professeur à l’Université d’Oran Es-Sénia et Directeur du Laboratoire d’Ecophysiologie Végétale, pour m’avoir encouragé tout au long de ce travail, et qui m’a fait l’honneur de présider ce jury et d’examiner ce travail. Je voudrais remercier Mr BOUAZZA Mohamed, Professeur à l’Université Abou Bakr Belkaid de Tlemcen pour avoir accepté d’examiner mon travail et faire partie du jury. Je remercie Mr HASSANI Moulay Idriss, Maître de conférence à l’Université d’Oran Es-Sénia d’avoir également accepté d’examiner mon travail et faire partie du jury. Je tiens également à remercier tout ceux qui m’ont aidé (responsables et personnels), Mr le Directeur de l’ANRH (Agence Nationale des Ressources Hydrauliques), Mr DEKKICHE, Mr le Directeur de l’ABH (Agence de Bassin Hydrographique), Mr BENZEGUIR, Mr le Directeur de l’ONM (Office Nationale de la Météo), Mr le Directeur du Barrage et le Chef de Département de Chimie industrielle de l’USTO-Mohamed Boudiaf, Mr BENHAMOU Abdelallah à réaliser ce travail. Et je n’oublie pas également de remercier ma famille, mes amis et mes camarades de promotion de post-graduation pour leurs encouragements et leur soutien moral. Je tiens à leur exprimer ma profonde gratitude.
SOMMAIRE
INDEX DES FIGURES ET DES TABLEAUX INTRODUCTION GENERALE……………………………………………………………1
Première partie : BIOLOGIE ET POLLUTION DES EAUX CONTINENTALES
CHAPITRE 1 : BIOLOGIE DES ORGANISMES VIVANTS DANS LES MILIEUX AQUATIQUES
1. Virus…………………………………………………………………………………...3 2. Bactéries aquatiques…………………………………………………………………..4 3. Champignons…………………………………………………………………………..5 4. Végétaux……………………………………………………………………………….6 5. Animaux………………………………………………………………………………11
CHAPITRE 2: POLLUTION DES EAUX
1. Types de pollutions des eaux……………………………………………………….34 1.1 Pollution physique……………………………………………………………....34 1.2 Pollution chimique…………………………………………………………...... 37 1.3 Pollution biologique……………………………………………………………..50
Deuxième partie : PHYSICO-CHIMIE DES EAUX DU BARRAGE DE CHEURFA
CHAPITRE 1: PRESENTATION DU BASSIN DE LA MEKERRA-MEBTOUH : ASPECTS PHYSIQUES ET ANTHROPIQUES
1. Situation géographique et administrative……………………………………………57 2. Climatologie……………………………………………………………………… …61 3. Géomorphologie, érosion et végétation………………………………………...... 63 4. Hydrographie…………………………………………………………………...... 64 5. Géologie………………………………………………………………………...... 64 6. Hydrogéologie………………………………………………………………………..71 7. Classification des vocations culturales des sols……………………………………...75 8. Activités anthropiques………………………………………………………………..76 9. Principales infrastructures hydrauliques de la région………………………………..79
CHAPITRE 2 : MATERIELS ET METHODES
1. Mode de prélèvement et conservation des échantillons………………………………83 2. Méthodes de dosage…………………………………………………………………..82
CHAPITRE 3 : RESULTATS ET INTERPRETATIONS
1. Facteurs physiques…………………………………………………………...... 98 2. Matières azotées……………………………………………………………………...102 3. Matières phosphorées …………………………………………………...... 106 4. Matières organiques et oxydables………………..…………………………………..106 5. Matières minérales…………..……………………………………………………….108
DISCUSSION……………………………………………………………………………..112 CONCLUSION GENERALE...... 115 BIBLIOGRAPHIE...... 117 ANNEXES TABLES DES MATIERES RESUMES
Index I. Liste des figures.
Fig.1 : Types d’algues caractéristiques des eaux courantes (Bourelly, 1985-1990). Fig.2 : Exemples de peuplement de macrophytes commun dans les rivières à courant rapide propres aux écosystèmes lotiques d’Europe tempérée (Montegut, 1987). Fig.3 : Distribution des végétaux dans un écosystème d’eau courante (Barbe, 1994). Fig.4 : Exemples de zonation transversale des végétaux dans les cours d’eau (Arrignon, 1976). Fig.5 : Distribution des végétaux dans un écosystème d’eau stagnante (Barbe, 1994). Fig.6 : Exemples de protozoaires (Gaujous, 1995). Fig.7 : Principaux groupes constituant le zooplancton (D’après Reid, 1961). Fig.8 : Exemples de lamellibranches (Gaujous, 1995). Fig.9 : Exemples de gastéropodes (Gaujous, 1995). Fig.10 : Exemples d’insectes - larves aquatiques (Gaujous, 1995). Fig.11 : Profil schématique d’un cours d’eau : zonation d’après Huet (1949). Fig.12 : Poissons de la zone à truites (Gaujous, 1995). Fig.13 : Poissons de la zone à ombres (Gaujous, 1995). Fig.14 : Poissons de la zone à barbeaux (Gaujous, 1995). Fig.15 : Poissons de la zone à brèmes (Gaujous, 1995). Fig.16 : Chronologie approximative des principales sources de pollution des eaux continentales dans les régions industrialisées (Lévêque, 1996). Fig.17 : Incorporation et bioamplification du mercure dans des biocœnoses limniques en Suède (Ramade, 2005). Fig.18 : Evolution de l’emploi d’engrais dans le monde, en kilogramme par habitant, de 1950 à 1994 (Barbault, 2003). Fig.19 : Schéma des phases successives de la dystrophisation d’un lac (Ramade, 2002). Fig.20 : Impact de l’eutrophisation sur les chaînes trophiques (Dévaux, 1975-1976). Fig.21: Représentation schématique des effets de la pollution organique sur la teneur de l’eau en oxygène dissous et sur l’abondance de divers organismes (Dajoz, 2003). Fig.22 : Effets de la pollution des eaux par suite de la décharge dans une rivière d’un émissaire d’égout chargé de matière organiques fermentescibles sur la biocœnose aquatique (Ramade, 2005). Fig.23 : Carte des sous bassins du Nord de l’Algérie (in Baahmed, 2005). Fig.24 : Situation du bassin de la Macta (ABH, 2003). Fig.25 : Situation géographique du bassin de la Mekerra (in ABH, 1999). Fig.26 : Situation du bassin de la Mekerra (espace administratif) (ABH, 2004). Fig.27 : Diagrammes ombrothermiques respectifs des stations de Sidi Bel Abbès (1990-2005) et du barrage Cheurfa (1990-1998). Fig.28 : Couverture végétale du bassin versant de la moyenne Mekerra (in Lebid, 2001). Fig.29 : Représentation du réseau hydrographique et des sous bassins de l’Oued Mekerra-Mebtouh (ABH, 2003). Fig.30 : Ressources souterraines dans le bassin de la Mekerra (ABH, 2003). Fig.31 : Carte pédologique du bassin versant de la moyenne Mekerra (in Lebid, 2001). Fig.32 : Variation du pH des eaux du barrage de Cheurfa durant l’année 2005. Fig.33 : Variation des MES 105°C des eaux du barrage de Cheurfa durant l’année 2005. Fig.34 : Variation de la turbidité des eaux du barrage de Cheurfa en 2005. - Fig.35 : Variation des teneurs en NO3 des eaux du barrage de Cheurfa en 2005. + Fig.36 : Variation des teneurs en NH4 des eaux du barrage de Cheurfa durant l’année 2005. - Fig.37 : Variation des teneurs en NO2 des eaux du barrage de Cheurfa en 2005. 3- Fig.38 : Variation des concentrations en PO4 des eaux du barrage de Cheurfa durant l’année 2005.
Fig.39 : Variation de la DBO5 des eaux du barrage de Cheurfa (2005). Fig.40 : Variation de la DCO des eaux du barrage de Cheurfa en 2005. Fig.41 : Variation des teneurs en chlorures et en sulfates des eaux du barrage de Cheurfa (2005). Fig.42 : Variation des teneurs en calcium et en magnésium des eaux du barrage de Cheurfa en 2005.
Index II. Liste des tableaux.
Tableau 1 : Principaux radio-isotopes d’importance écologique (Ramade, 2000). Tableau 2 : Concentrations de mercure dans des échantillons de l’environnement (Harris, 1971). Tableau 3 : Caractéristiques du réseau hydrographique du bassin de la Mekerra (ABH, 1998). Tableau 4 : Stratigraphie de la plaine de Sidi Bel Abbès (in Baahmed, 2005). Tableau 5 : Unités hydrogéologiques dans le bassin de la Mekerra (ABH, 1998). Tableau 6 : Désignation des agents polluants des grandes industries (ABH, 1999). Tableau 7 : Déchets solides urbains (ABH, 1999).
INTRODUCTION GENERALE
L’eau est devenue une denrée de moins en moins accessible dans plusieurs régions du monde et les réserves en eau continuent de baisser depuis les 50 dernières années (Remini, 2005). La quantité d’eau douce disponible est passée de 17 000 m3/hab. en 1950 à 9700 m3/hab. en 1995 et devrait tomber à 5100 m3/hab. en 2025 selon plusieurs experts (Remini, 2005). En Algérie, la problématique de l’eau sera sans doute une préoccupation majeure durant ce siècle. Qu’elle soit souterraine ou superficielle, l’eau subit depuis une trentaine d’années une dégradation sensible et tend à se raréfier dans l’ensemble du pays. Tout le monde est pourtant d’accord pour reconnaître que la rareté croissante de l’eau douce et le mauvais usage que l’on en fait menace gravement le développement durable. La concurrence que se livrent l’agriculture, l’industrie et les villes pour avoir accès à des disponibilités limitées en eau gêne aujourd’hui les efforts de développement de nombreux pays. Au fur et à mesure que les populations augmentent et que les économies se développent, la concurrence pour des ressources finies ne pourra que s’intensifier, et les conflits entre les usagers de l’eau ne feront qu’augmenter (Remini, 2005). L’accès à l’eau est un enjeu vital pour tous car c’est un facteur de développement social et économique. C’est pourquoi le stockage d’eau dans des barrages pour différents usages: régularisation du cours d’eau afin de prévenir des inondations catastrophiques, production d’hydroélectricité, irrigation et alimentation en eau potable est important (Ramade, 2000). De plus, les écosystèmes aquatiques sont des milieux sensibles pourvus d’une grande et importante diversité des espèces vivantes tant animales que végétales qui se voient menacées par la pollution et par les effets des changements climatiques. L’Homme responsable en partie de la dégradation de l’environnement dans lequel il vit, met sa vie en péril par les effets directs ou indirects de la pollution qu’il provoque. Ces dernières années, le phénomène de sécheresse qui a touché l’ensemble du territoire de notre pays (ABH, 2005), a aggravé le problème de l’eau, auquel vient s’ajouter le problème de pollution. Ce qui montre combien il est indispensable d’accorder la plus grande attention à l’eau. Dans une situation aussi préoccupante, il est primordial de trouver un moyen pour localiser, quantifier et protéger les ressources en eau de façon à pouvoir les exploiter d’une manière rationnelle et les garder en bonne qualité. C’est pourquoi les eaux du barrage de Cheurfa ont fait l’objet de notre étude. Ce barrage se trouve dans un bassin versant (bassin de la Mekerra-Mebtouh) fragile, caractérisé par un climat semi-aride à pluviosité irrégulière et sujet à des crues importantes surtout en automne, dont les effets se font ressentir dans les zones comprises entre Boukhanefis et l’agglomération de Sidi Bel Abbès (ABH, 1999). Nous nous sommes intéressées, alors aux eaux du barrage de Cheurfa, en essayant de contribuer à l’étude du problème de pollution, qui affecte la qualité de ses eaux, grâce aux données de l’ANRH (Agence Nationale des Ressources Hydrauliques), de l’ONM (Office Nationale de la Météo) et de l’ABH (Agence de Bassin Hydrographique) et au dosage de quelques paramètres physico-chimiques et indicateurs de pollution que nous avons effectués au laboratoire de Chimie des eaux, du Département de Chimie Industrielle de l’USTO-MB, tels que : le pH à l’aide d’un pH-mètre portatif, la turbidité par turbidimètrie, la DCO par la méthode de bichromate de potassium, la DBO par respiromètrie, les nitrates par la méthode de Brucine, les nitrites par la méthode du réactif de Zambelli, les phosphates par spectrophotomètrie, etc. Ces paramètres nous permettront de déterminer le seuil de pollution du milieu étudié. Ce travail doit nous permettre de voir à quelle classe de qualité ces eaux appartiennent ? A quels usages elles conviennent ? Et comment on peut suivre l’étude de ces eaux à l’avenir, afin de permettre une utilisation plus efficace ? Notre travail est divisé en deux parties. Dans la première partie, nous avons décrit quelques uns des organismes caractéristiques des milieux aquatiques et la pollution qui peut affecter ces milieux. Dans la deuxième partie, nous avons présenté le bassin versant dans lequel se trouve ce barrage, les méthodes et le matériel qui nous ont permis d’effectuer ce travail et enfin les résultats que nous avons obtenus et leur lecture.
Première Partie :
BIOLOGIE ET POLLUTION DES EAUX CONTINENTALES ASPECTS BIBLIOGRAPHIQUES
CHAPITRE 1 : BIOLOGIE DES ORGANISMES VIVANTS DANS LES MILIEUX AQUATIQUES
L’eau est un milieu riche en êtres vivants. Cependant, ces derniers peuvent être responsables de phénomènes de pollution, car ils peuvent avoir des effets pathologiques tels que les bactéries, les virus, les parasites ou désagréables (prolifération d’algues…). Ils peuvent également être menacés d’extinction qui est, en elle-même, une dégradation du milieu (perte pour la pêche, le tourisme, le cadre de vie…). Les êtres vivants peuvent aussi être considérés comme indicateurs du niveau de pollution (bioindicateurs). En outre, ils peuvent servir à évaluer la toxicité des substances (bioessais) en écotoxicologie.
1. Virus Ce sont des agents pathogènes nombreux et divers ayant pour cible l’homme, l’animal, la plante et la bactérie, tels que les entérovirus (virus de l’hépatite, ex. : hépatite à virus A., maladie transmissible par l’eau ou par les aliments souillés). Les hépatites sont des maladies graves, généralement mortelles, surtout dans les pays en voie de développement. Les virus sont des ensembles macromoléculaires complexes formés de protéines et d’acide nucléique. Cependant, ce ne sont pas de véritables êtres vivants, car ils ne peuvent se reproduire qu’en parasitant la cellule-hôte. En échange, ils reçoivent l’énergie nécessaire et les moyens qui leur permettent de synthétiser et d’assembler leurs matériaux de structure et leur message génétique (Beytout et Laveran, 1994). Les virus peuvent se maintenir longtemps dans le milieu extérieur. En effet, ils sont capables de rester longtemps virulents dans le milieu hydrique ; non seulement dans les eaux de surfaces mais également se retrouver dans les eaux d’alimentation, d’où des risques de contamination humaine au niveau des eaux de baignade, d’aquaculture, d’alimentation et lors d’utilisation des boues en agriculture (Beytout et Laveran, 1994).
2. Bactéries aquatiques Les bactéries aquatiques sont très nombreuses et variées. Les bactéries autochtones sont spécifiques des eaux. Cependant, il y en a beaucoup qui proviennent du sol. D’autres ont pour origine les plantes, les animaux, les hommes et l’air environnant. Les facteurs dont dépend la composition de la flore bactérienne sont multiples : température, turbidité, pH, charges organiques et minérales. La plupart des bactéries aquatiques sont hétérotrophes pour le carbone. Beaucoup d’entre elles sont saprophytes, mais certaines sont photo ou chimioautotrophes.
2.1 Bactéries des eaux douces Parmi, les bactéries qu’on peut trouver dans les eaux douces, nous citerons quelques exemples (Larpent, 1994). Dans les sources, se développent des bactéries telles que: Gallionella ferrrugina, Leptothrix ochracea et Crenothrix polyspora, lorsque l’eau contient beaucoup de fer. Lorsqu’elle est riche en soufre, on trouve des bactéries incolores du soufre et des bactéries pourpres (Chromatiaceae). Dans les eaux de surface, les bactéries sont en général beaucoup plus nombreuses. Les bactéries gram - dominent dans les cours d’eau pauvres en substances nutritives : Pseudomonas, Flavobacterium, Acinobacter, etc. Dans le cas où il y a eutrophisation, les populations de Flavobacterium et d’Acinobacter diminuent, par contre celles de Pseudomonas fluorescens, Bacillaceae, Entérobacteriaceae augmentent. Beaucoup de bactéries du sol se retrouvent dans les eaux courantes telles que: Nitrosomonas europea, Nitrobacter vinogradskyi, Azotobacter chroococcum, Azotobacter agile. De plus, des bactéries comme Vibrio, Spirilles, Thiobaciles, Microcoques, Streptomycètes, etc., se trouvent fréquemment dans les eaux de rivières. Des bactéries telles que les Coliformes (dont Escherichia coli pouvant être responsable de la colibacillose : gastroentérite infantile), les Salmonelles (comme le genre Salmonella comprenant de nombreuses espèces pathogènes, causant par exemple la fièvre thyphoïde), etc. sont entraînées vers la rivière par les eaux d’égouts.
3. Champignons Ce sont des organismes qu’on trouve dans toutes les eaux (eaux douces ou marines, eaux usées ou potables). Ce sont des eucaryotes formés d’un thalle qui peut être unicellulaire, dissocié et bourgeonnant (levures) ou filamenteux constitué d’un mycélium ramifié sans cloisons (Siphomycètes) ou avec cloisons tels que les Septomycètes. Les Phycomycètes peuvent produire des cellules nageuses flagellées (zoospores, zoogamètes) qui leur permettent de s’adapter à la vie aquatique. Les espèces dulcicoles ou marines de champignons sans cellules nageuses, telles que les Zygomycètes, Ascomycètes ou Basidiomycètes sont peu nombreuses. Il existe des espèces terrestres caractéristiques, qui deviennent des aquatiques occasionnelles, quand le milieu est favorable à leur multiplication (présence de pollution organique par exemple). Toutes ces espèces peuvent être pathogènes pour l’homme (candidoses, dermathophytoses), les animaux et les végétaux (Breton, 1994). Les espèces aquatiques vivent en parasites, ou en saprophytes aux dépens de la matière organique d’origine animale ou végétale (Breton, 1994).
3.1 Ecologie des champignons aquatiques Absents dans les eaux souterraines, les champignons se limitent dans les eaux potables chlorées à quelques hyphomycètes et levures probablement en survie et témoins de contamination (Hinzelin et Block, 1985). Par contre, les eaux douces de surfaces sont riches en espèces très variées. Dans les lacs et autres eaux calmes, se trouvent divers Phycomycètes parasites ou saprophytes, des Ascomycètes et Hyphomycètes. Des espèces fongiques comme Olpidium endogenum et Micromyces mirabilis parasites d’algues Desmidiales (algues vertes), se trouvent souvent dans les lacs dystrophiques et oligotrophiques. Cependant, dans les lacs eutrophiques, où vivent Euglènes et Chlamydomonas, le genre Polyphagus euglenae est plus abondant. Dans les eaux de rivières, existent des Sapromyces et des Hyphomycètes. Il se trouve aussi beaucoup de Phycomycètes saprophytes ou parasites d’algues et de petits animaux tels que les Olpidium, Achlya, Pythium, etc. (Sparrow, 1960 ; Suzuki, 1960). La diversité des champignons diffère selon la qualité chimique des eaux. Dans les eaux calcaires, existent certains hyphomycètes (Tetracladium marchalianum, Tricladium angulatum, etc.); dans les eaux douces, vivent des espèces comme Tetrachaetum elegans, Tricladium splendens, etc. D’autres espèces sont indifférentes : Clavariopsis aquatica, Lemonniera aquatica (Bärlocher et Rosset, 1981 ; Woodeggenschwiller et Bärlocher, 1983 ; Rosset et Bärlocher, 1985).
4. Végétaux Les végétaux possèdent généralement de la chlorophylle leur permettant, grâce à la photosynthèse de produire des matières organiques et de l’oxygène nécessaire aux animaux et à la plupart des êtres vivants, selon le schéma :
CO2 H2O
Energie lumineuse
(CH2O) O2
Ils représentent les producteurs primaires, du point de vue écologique dans la chaîne alimentaire. Certains végétaux constituent un risque de pollution par leur croissance excessive "bloom d’algues", et caractérisent ainsi les milieux eutrophes (eutrophisation). Les plantes supérieures peuvent jouer un rôle écologique important et intervenir dans l’autoépuration.
4.1 Algues d’eaux douces Les algues appartiennent au règne végétal en raison de la présence constante de la chlorophylle (a) dans leur appareil plastidial. Ils possèdent des tissus peu différenciés. Ce sont des Thallophytes chlorophylliens. Ils se reproduisent par un mode végétatif (scissiparité, bourgeonnement…), ou par voie asexuée ou sexuée, seulement ou par alternance chez certaines espèces.
Les algues sont représentées par les trois groupes principaux: les Phéophycées ou algues brunes, les Rhodophycées ou algues rouges et les Chlorophycées ou algues vertes et (ex. fig.1). Dans les milieux aquatiques, la sursaturation en oxygène est due à l’augmentation de la photosynthèse par rapport à la respiration chez les algues.
4.2 Autres végétaux aquatiques (fig.2) 4.2.1 Différents types de végétaux Végétaux libres flottants Ce sont des végétaux de petite taille (1 mm à 5 cm) dotés de tissus à structure aérée leur permettant de flotter. Leur développement se fait exclusivement en milieu lentique (Barbe, 1994). C’est l’exemple des Ptéridophytes (fougères) : ex. Azolla sp. et des Spermaphytes: ex. Lemna sp.
Végétaux benthiques - Hépatiques Elles sont constituées d’un appareil végétatif sous forme d’une lame verte plus ou moins large (hépatiques à thalle : ex. Riccia fluitans à thalle en forme de lame bifide) ou possédant une tige et des feuilles en deux rangées (hépatiques à feuilles telle que Chilosciphus polyanthus qui est une espèce des sources et des ruisseaux indicatrice de la fraîcheur de l’eau (espèce sténotherme d’eau froide)) (Barbe, 1994).
- Mousses Elles sont caractérisées par la présence d’une tige et des feuilles disposées en 3 rangées au moins. Leur fixation au substrat se fait grâce à des rhizoïdes, les aidant à résister à de fortes vitesses de courant. Elles sont souvent groupées en peuplements très denses leur permettant de garder la légère humidité nécessaire à leur survie. Pour beaucoup d’invertébrés benthiques, les mousses représentent un habitat favori. Dans les marais, milieux tourbeux, se rencontrent de larges colonies de sphaignes qui participent à la formation de la tourbe (Barbe, 1994).
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Les mousses peuvent être utilisées comme indicateurs de pollution (Gaujous, 1995).
- Amphiphytes (Phanérogames de bordure) Ce sont des végétaux qui ont un appareil racinaire en permanence dans l’eau, tandis que l’appareil végétatif croît plus ou moins hors de l’eau. Ce sont des espèces semi-aquatiques ou amphibie, ex : parmi les espèces communes : Phragmites communis, Typha latifolia, Carex riparia, etc. (Barbe, 1994).
- Hydrophytes flottantes Ces phanérogames sont fixées au substrat. Le limbe de leur feuille (feuille de grande taille avec stomates au niveau de la face supérieure) apparaît à la surface de l’eau. Elles se développent en faciès lentique à des profondeurs assez grandes (1 à 7m). Comme espèces de ce type d’hydrophytes, il y a: Nuphar luteum, Nymphaea alba, Potamogeton natans, etc. (Barbe, 1994).
- Hydrophytes submergées Ce sont des espèces aquatiques qui sont fixés au substrat et dont l’appareil végétatif est complètement immergé, et l’appareil reproducteur (fleurs, reproduction sexuée) se présente à la surface de l’eau. C’est l’exemple de Ranunculus fluitans, Potamogeton pectinatus, etc., dont les feuilles et les tiges grêles sont peu résistantes ; et Potamogeton densus, P. lucens, ou Callitriche obtusangula (hydrophyte des cours d’eau) etc., dont les feuilles sont étalées et bien développées.
4.2.2 Groupements végétaux aquatiques La répartition des végétaux dans les écosystèmes aquatiques se fait en associations lorsqu’ils présentent sensiblement les mêmes exigences écologiques.
- Ecosystèmes d’eau courante (fig.3) La distribution des végétaux se fait longitudinalement selon le mode d’écoulement et les variations de certains paramètres corrélés comme la pente, la vitesse du courant ou la granulométrie des fonds. Il existe aussi une zonation transversale des cours d’eau, et les conditions d’habitats variant d’une rive à l’autre selon la vitesse de courant (plus importante au centre le plus souvent), la hauteur d’eau… Ainsi, la végétation aquatique va se répartir différemment en fonction de ces critères (fig.4).
- Ecosystèmes d’eau dormante (fig.5) Trois zones sont nettement différenciées par la nature et la taille des peuplements végétaux. Nous distinguons une zone littorale colonisée par des macrophytes disposés en ceintures plus ou moins nettes, pouvant d’ailleurs se rejoindre dans les étangs peu profonds, une zone pélagique, bien éclairée, domaine du phytoplancton et une zone profonde, obscure, où n’existent que des bactéries et des champignons et quelques cyanophycées.
5. Animaux Incapables de photosynthèse, ces organismes effectuent leur métabolisme par l’oxydation de matières organiques, selon le mécanisme de la respiration suivant le schéma :
(CH2O) O2
énergie
CO H O 2 2
Beaucoup d’animaux vivent dans l’eau (herbivores : consommateurs primaires ; carnivores : consommateurs secondaires ; autres carnivores : consommateurs tertiaires, etc.), les plus évolués tels que insectes, oiseaux, mammifères étant généralement dépendant du milieu aquatique. Certains animaux sont pathogènes, spécialement les parasites (protozoaires, vers). Les animaux benthiques (larves d’insectes en particulier) sont des bioindicateurs. Les poissons, les mollusques et les crustacés, peuvent avoir un rôle économique important (pêche).
5.1 Protozoaires Ce sont des organismes unicellulaires eucaryotes qui ingèrent, soit des bactéries, soit directement de la matière organique. Les protozoaires se trouvent essentiellement dans les eaux marines, où ils forment une part importante du plancton et dans les eaux douces, spécialement dans les eaux riches en matières organiques. Parmi ces êtres vivants nous distinguons (fig.6):
Flagellés Ce sont les premiers à apparaître après les bactéries pendant la décomposition des matières organiques. Il existe des flagellés tels que par exemple, Bodo présent dans les boues activées, et Giardia de plus en plus rencontré dans les pays industrialisés, y compris en réseau de distribution. On estime à plus de 500 000 cas de giardase (diarrhée aiguës) dans le monde (Gaujous, 1995). Ils peuvent se déplacer grâce à un ou plusieurs flagelles en mouvement spiralés ou ondulés. Ils sont en général de petite taille (inférieur à 20 μ) et peuvent former des colonies de plusieurs milliers d’individus (ex : Uroglena volvox) (Duchêne et Camus, 1994).
Rhizopodes Parmi ceux-ci, les amibes capables de déformer leur corps en formant des pseudopodes qui leur servent de locomotion et de prédation. Deux genres sont particulièrement importants : les genres Naegleria et Acanthamoeba qui peuvent être retrouvés dans tous les milieux (Pussard et al., 1980 ; Simitzis- Le Flohic, 1984). Certaines espèces sont pathogènes telles que Naegleria, responsable de méningites ; Entamoeba de dysenteries tropicales avec complications hépatiques, etc. (Gaujous, 1995).
Ciliés Ils possèdent une ciliature qu’ils utilisent, au moins dans un de leur stade de vie pour se déplacer et véhiculer la nourriture vers une structure buccale (entonnoir buccal …). Ils sont souvent présents dans les eaux stagnantes (espèces saprophiles) et en épuration. Ils regroupent les euciliés (holotriches : Paramecium ; hypotriches : Apidisca ; péritriches : Vorticella) et les tentaculifères (Acineta). Ils jouent un rôle important dans l’épuration biologique.
5.1.1 Ecologie des protozoaires La présence des protozoaires dans les eaux courantes naturelles est faible et les espèces sont rares. La nourriture représente le facteur écologique le plus important dans la répartition de ces organismes. Lorsqu’il y a une multiplication de la flore bactérienne engendrée par une pollution organique, on trouve des protozoaires périphytiques ou benthiques dans le plancton. Le développement de certaines espèces comme Didinium nasutum est inhibé par excès d’ammoniaque, d’hydrogène sulfuré, voire par insuffisance de concentrations d’oxygène dissous. Chez les protozoaires bactériophages le minimum de densité de bactéries nécessaires à leur survie est souvent de l’ordre de 104 à 107 par millilitre (Bick, 1968).
5.2 Zooplancton Le zooplancton constitue l’ensemble des animaux microscopiques vivant en pleine eau et dont la nage ne permet pas de s’opposer aux mouvements de courants, (Dussart, 1966). L’essentiel du zooplancton est formé par trois groupes essentiels : les Copépodes, les Cladocères (Crustacés) et les Rotifères (fig.7). Il existe d’autres organismes qui font partie du zooplancton tels que : les larves de Diptère Chaoborus épisodiquement planctoniques, les protozoaires (ciliés testacés), etc.
Copépodes Leur taille est comprise entre 0,5 et 3,5 mm (Duchêne et Camus, 1994). Ils sont abondants dans le plancton marin (Calanus) et d’eau douce (Cyclops) (Gaujous, 1995).
Cladocères Ils sont très importants dans le plancton d’eau douce. Les plus abondants appartiennent au genre Daphnia. Prédateurs du phytoplancton, ils peuvent l’être aussi des coliformes des défécations (Gaujous, 1995). Daphnia est un cladocère utilisé pour les tests de toxicité (Gaujous, 1995).
Rotifères Ils sont caractérisés par une taille allant de 0,1 à 1 mm (ex. Brachionus), un appareil rotateur ciliaire et un organe masticateur (Fuller et al., 1977 ; Gamon et Stemberger, 1978 ; Hutchinson, 1967 ; Patalas et Patalas, 1966 ; Sladecek, 1983). Ce sont des organismes dominants dans le plancton d’eau douce. Ils se nourrissent de bactéries, de protozoaires et d’algues. Certaines espèces algivores suivent l’apparition des fleurs d’eau (Hayane, 1996).
5.2.1 Répartition Pour certaines espèces le développement s’effectue dans la zone benthique (Chaoborus, Cyclops strenuus). Lorsque la densité des individus s’accroît (Bosmina longirostris), certaines espèces ont tendance à coloniser la zone littorale (Pourriot, 1982). Les peuplements zooplanctoniques des zones littorales sont le plus souvent plus abondants et plus diversifiés que ceux de la zone pélagique. La qualité et la disponibilité des ressources nutritives ont une influence sur la composition des peuplements zooplanctoniques. La densité des peuplements est liée à la productivité du milieu et varie de quelques individus par litre d’eau dans des lacs oligotrophes, à plusieurs dizaines de milliers dans les lagunes d’épuration (Pizay- Parenty, 1985 ; Cemagref, 1985).
Des facteurs tels que la luminosité par exemple, l’environnement physico-chimique et les comportements nutritionnels jouent un rôle dans les mouvements du planton animal (migrations verticales nycthémérales). Pour la luminosité par exemple, la plupart des organismes se maintiennent en profondeur pendant le jour et migrent vers la surface durant la nuit (Duchêne et Camus, 1994).
5.3 Métazoaires Ce sont des animaux pluricellulaires. Le passage de l’état unicellulaire à l’état pluricellulaire est une étape importante de l’évolution des espèces. L’état pluricellulaire permet à l’animal de croître. Il permet aussi la formation d’ensembles de cellules spécialisées en organes ayant chacun une fonction déterminée. Ces organismes sont très variés et peuplent différents milieux aquatiques (milieux marins, eaux douces…) et terrestres.
Annélides Les annélides (vers annelés) occupent une place importante parmi les espèces peuplant les fonds meubles (sable et vase) en eau douce et en eau marine, exemple:
- Les achètes tels que les sangsues sont fréquentes dans les eaux stagnantes. Elles sont prises en compte dans le calcul des indices biotiques.
- Les oligochètes sont fréquents en eau douce et peuvent servir de bioindicateurs (Gaujous, 1995).
Mollusques Ce sont des invertébrés dont l’embranchement qui se situe entre les annélides et les arthropodes (crustacés, insectes), se subdivise en deux sous-embranchements : les aculifères dépourvus de coquilles qui sont des organismes primitifs principalement marins, et les conchifères qui possèdent une coquille calcaire secrétée par le manteau et un pied locomoteur. Ce sous-embranchement comprend deux classes uniquement sur cinq (Lamellibranches ou Bivalves, et Gastéropodes), représentées dans les eaux douces, où une centaine d’espèces ont été répertoriées en France (Faessel et al., 1994).
- Lamellibranches Ce sont des organismes filtreurs : Ils peuvent filtrer de grandes quantités d’eau (ex.: Unionidae 300 ml/ind./h). Ils peuvent concentrer de nombreuses substances : métaux lourds, pesticides, radionucléides…qui seront ensuite éliminées à la surface du sédiment. Ces organismes jouent un rôle important dans les phénomènes de sédimentation et d’épuration des eaux (De Bruin et David, 1970 ; Stanczy-Kowska et al., 1975, 1976). Ils peuvent également concentrer des bactéries et présenter occasionnellement un risque à la consommation (Gaujous, 1995). Les Lamellibranches sont de bon bioindicateurs de pollution des écosystèmes limniques ou marins (Ramade, 1998). Parmi les exemples de lamellibranches : nous citerons Dressenia polymorpha, la moule d’eau douce qui a envahi la France au XIX siècle (fig.8 ; Gaujous, 1995).
- Gastéropodes (escargots) Ces organismes en général benthiques, sont bien représentés en eau douce. Dans les rivières, Limnea est fréquent dans les eaux propres. Certaines espèces telles que les planorbes : mollusques gastéropodes vivant dans les eaux douces et calmes sont des hôtes de parasites (fig.9).
o Données biologiques et écologiques Chez de nombreux mollusques le cycle annuel semble être la règle. Cependant, la durée du cycle de développement dépendant des facteurs de l’environnement tels que la température, les conditions trophiques …, chez les Gastéropodes et les Sphaeridae, peut pour certaines générations, être plus courte (quelques mois), ou plus longue (deux à trois années), formant ainsi pour ces organismes un véritable moyen d’adaptation au milieu (Hunter, 1961 ; Meier- Brook, 1970 ; Calow, 1978). Souvent les Gastéropodes ne vivent pas plus d’une année, parfois même seulement quelques mois. Par contre, chez les Bivalves, la longévité est généralement plus grande. Elle atteint 1 à 4 années chez les Sphaeridae, 5 à 10 ans chez les Dreissenidae, 10 à 30 chez les Unionidae et peut même dépasser 1000 ans chez les Margaritiferidae (Hendelberg, 1960). Le caractère euryèce général des Mollusques (Mouthon, 1981b), montre qu’ils existent à toute les altitudes et dans des écosystèmes aussi variés que les cours d’eau, les lacs, les étangs, les zones estuariennes, etc. (Faessel et al., 1994).
Insectes La classe des insectes constitue une partie importante de l’embranchement des Arthropodes qui se caractérisent par un tégument rigide chitinisé, et un corps segmenté et articulé. Un insecte est donc un arthropode aérien respirant à l’aide de trachées. Son corps est formé d’une tête portant une paire d’antennes, d’un thorax formé de 3 segments portant une paire de pattes (Hexapodes) et généralement 2 paires d’ailes et d’un abdomen segmenté (Faessel et al., 1994). Les insectes sont très importants en eau douce, surtout par la présence des larves aquatiques. Les larves aquatiques, benthiques, sont utilisées pour le calcul d’indices biotiques. On rencontre, du plus ou moins sensible à la pollution (Gaujous, 1995 ; fig.10) : les plécoptères (perles ou mouches de pierre), les trichoptères (phryganes…), les espèces à fourreau étant les plus sensibles, les éphéméroptères, les odonatoptères (libellules, demoiselles), les coléoptères, dont certains adultes restent aquatiques (dytiques, hydrophiles, gyrins), les mégaloptères dont Sialis, les hémiptères, dont les adultes vivent sur la surface et se rencontrent en eau douce et en mer, les diptères (mouches, moustiques…) et en particulier les simulies, vivant fixées sur les pierres des rivières rapides, et les chironomes vivant dans les eaux abondantes en matières organiques.
o Répartition des larves d’insectes L’habitat des larves d’insectes dépend de facteurs qui sont principalement la nature et la dimension des éléments formant le substrat, la vitesse d’écoulement, qui est elle-même fonction de la pente et du débit, la température et la composition chimique de l’eau (Faessel et al., 1994). Parmi, ces larves, nous citons deux exemples : Plécoptères Ce sont des organismes fréquemment rencontrés dans les eaux courantes et froides, occupant comme habitat de choix les pierres tel que Setipalpia. Les larves des Taeniopteryx, d’Isoperla, etc. se fixent en abondance dans les mousses. Les amas de feuilles mortes abritent des peuplements importants de Nemouridae.
Coléoptères Les Coléoptères colonisent tous les biotopes aquatiques. La plupart des familles ont un représentant dans tous les faciès, et leur habitat peut changer en fonction du stade de développement. Ainsi Orechtochilus est rhéophile à l’état larvaire, alors que l’adulte recherche les zones calmes (Richoux, 1982). Les Elmidae et les Hydraenidae vivent principalement dans les zones de courant relativement fort où leurs griffes puissantes leur permettent de s’accrocher aux pierres. Leur répartition et leur densité dépendent de la végétation et de la nature du substrat. La densité des Elmidae, qui vivent sur les pierres, augmente proportionnellement à l’importance de la couverture bryophytique et à l’encroûtement du substrat. Elle diminue de beaucoup si les pierres sont lisses et/ou la couverture végétale est absente (Faessel et al., 1994).
5.4 Poissons Ce sont des animaux vertébrés aquatiques possédant des nageoires et respirant par des branchies. En général, le groupe des poissons est divisé en deux ensembles : les agnathes, ou poisson sans mâchoires (lamproies et myxines) et les gnathostomes, qui comprennent tous les autres poissons, pourvus de mâchoires. Parmi les gnathostomes il y a les poissons cartilagineux (raies, requins et chimères) et les poissons osseux (cœlacanthes, dipneustes, téléostéens : poisson rouge, sardine, murènes ou hippocampes).
5.4.1 Poissons d’eau douce Les deux familles qui dominent sont les salmonidés et les cyprinidés. Les eaux courantes propres et vives sont caractérisées par la présence des salmonidés (truites, ombles, ombres), tandis que les eaux plus calmes hébergent les cyprinidés (barbeaux, brèmes, carpes). Selon Huet 1949, la zonation longitudinale des cours d’eau définit 4 zones piscicoles en fonction de la pente et de la largeur des cours d’eau (fig.11). En effet, on distingue, de l’amont vers l’aval (Ramade, 2003): Le crénon et la partie moyenne et supérieure du rhithron qui constituent la région salmonicole des cours d’eau. C’est le domaine des salmonidés (zone à truites et zone à ombres) qui exigent des eaux fraîches et bien oxygénées. Une partie importante de leur nourriture provient des insectes tombés à l’eau. Le potamon où se trouvent de nombreuses espèces de cyprinidés, famille dominante des biocœnoses limniques dans les pays tempérés, des ésocidés, cobitidés, siluridés, etc. Il correspond de ce fait à la région cyprinicole (zone à barbeaux et zone à brèmes). Ces différents groupes taxonomiques sont plus tolérants à la charge des eaux en matières organiques et à leurs variations en oxygène. Enfin, les estuaires ou les deltas qui constituent l’écotone entre les écosystèmes lotiques et marins, où se trouvent en plus des migrateurs (ex. : aloses, lamproies) différentes espèces de poissons euryhalins telles que les pleuronectes (flets, plie), les mugilidés, l’éperlan de la famille des osmeridés, les gobiidés, les cottidés, qui peuvent vivre indifféremment dans des eaux saumâtres ou marines. Différentes classifications mettent en évidence une succession d’espèces de l’amont vers l’aval des cours d’eau (Gaujous, 1995).
Les zones dominantes retenues sont les suivantes: Zone à truites (fig.12) Il existe, les truites, dont Salmo trutta fario et Oncorchyncus mykiss, la truite importée des Etats-Unis en France et qui supporte mieux la pisciculture, le chabot benthique de la famille des cottidés (Cottus gobio), le vairon de petite taille de la famille des cyprinidés (Phoxinus phoxinus), etc.
Zone à ombres (fig.13) Dans cette zone, il y a l’ombre, Thymallus thymallus, qui est microphage et très sensible à la pollution et aux barrages. Le goujon (Gobio gobio) est un poisson comestible de la famille des cyprinidés. La vandoise (Leuciscus leuciscus) est omnivore jeune puis prédateur à l’âge adulte, etc.
Zone à barbeaux (fig.14) Elle est caractérisée par la présence du barbeau commun (Barbus barbus) présent dans le nord de la France, qui fait jusqu’à 10 kg. Le barbeau méditerranéen, (Barbus méridionalis) est plus petit. Le brochet (Esox lucius) de la famille des ésocidés est un prédateur. C’est un poisson sensible à la pollution et à la régularisation des cours d’eau, etc.
Zone à brèmes (fig.15): Dans cette zone, il existe la brème (Abramis brama) dont les états bruyants sont caractéristiques. Dans cette zone, nous citons également : - la tanche (Tinca tinca) de la famille des cyprinidés qui atteint 70 cm; - le gardon (Rutilus rutilus) de la famille des cyprinidés qui fait de 15 à 30 cm; - la grémille (Acerina cernua) , petite perche de la famille des percidés; - le sandre (Lucioperca lucioperca) de la famille des percidés, prédateur mois sensible que le brochet; - le silure (Silurus glanis) de la famille des siluridés, sorte de poisson- chat, benthique, qui atteint 3 à 4 m.
Conclusion La structure et la composition de la biocénose diffèrent selon les biotopes. Cette biocénose est caractérisée par une biodiversité importante et variée, représentée par les bactéries, les végétaux microscopiques (phytoplancton) ou de plus grande taille (macrophytes), les animaux unicellulaires (protozoaires), les invertébrés (rotifères, vers, insectes à l’état larvaire ou adulte, mollusques, microcrustacés du zooplancton et du benthos, etc.) et les vertébrés (reptiles, batraciens, poissons). D’autres espèces interviennent dans le fonctionnement de l’écosystème aquatique, en s’y nourrissant et en y éliminant leurs excréments tels que les oiseaux. Les organismes vivants sont capables de se développer dans l’ensemble du milieu aquatique en fonction de leurs exigences (lumière pour la photosynthèse, besoins respiratoires, ressources alimentaires), si les conditions sont favorables. Les organismes occupent de préférence la zone benthique, dans les torrents et les rivières, en s’accrochant à un support dans les zones d’eau vive, où en se mettant à l’abri du courant dans la couche limite. Cependant, dans un milieu stagnant, les végétaux et les animaux colonisent à la fois la zone littorale, la pleine eau (plancton) et les sédiments (benthos) (Balvay et al., 1999). L’importance et la composition des groupements diffèrent selon la nature des milieux, par exemple, la végétation littorale généralement peu développée dans les lacs, croît d’avantage dans les étangs et atteint son développement maximum dans les marais et les tourbières. Le plancton, pratiquement absent dans les cours d’eau rapides, ne se développe que dans les eaux stagnantes ou les cours d’eau lents. Il regroupe l’ensemble des organismes animaux et végétaux de très petite taille. Ces végétaux et animaux planctoniques dont la densité est voisine de celle de l’eau, flottent presque en état d’apesanteur (Balvay et al., 1999). Il est nécessaire de préserver cette biodiversité. S’il y a pollution, l’équilibre est rompu. C’est ce que nous avons défini dans le chapitre suivant.
CHAPITRE 2: POLLUTION DES EAUX
La pollution résulte de l’ajout, dans un écosystème, d’une substance qui perturbe l’équilibre. S’agissant des eaux, la pollution se caractérise par des déversements, écoulements, rejets, dépôts directs ou indirects de matières de toute nature et, plus généralement tout phénomène susceptible de provoquer ou d’accroître la dégradation des eaux en modifiant leurs caractéristiques physiques, chimiques, biologiques qu’il s’agisse d’eaux superficielles, souterraines ou des eaux de mer (Faurie et al., 2003). La pollution des eaux est certainement l’un des aspects les plus préoccupants de la détérioration de l’environnement par l’action de l’homme contemporain. La crise de l’eau sévit, déjà depuis longtemps car la contamination des eaux continentales et océaniques exerce ces méfaits de façon accrue, depuis parfois plus d’un siècle à une échelle globale. Elle affecte aussi bien les pays industrialisés que les pays en voie de développement. Dans ces derniers en plus de la pollution chronique des eaux continentales, le manque d’eau dans ceux à climat aride limite la production agricole (Falkenmark et al., Postel, 2001). La pollution des milieux aquatiques par des substances introduites par l’Homme, volontairement ou non, a des conséquences néfastes telles que l’accroissement de la mortalité de certaines espèces, l’altération de leur capacité physiologiques, la dégradation de la qualité de l’eau rendue impropre à certains usages, les risques majeurs pour la santé humaine, etc. Depuis le XIXe les cours d’eau ont servi à accumuler et à évacuer les eaux usées et les déchets, et la pollution a connu différentes phases : pollutions fécales et organiques d’abord, puis phénomènes de salinisation et pollutions métalliques. L’eutrophisation des milieux aquatiques liée à des apports excessifs de sels nutritifs date de la seconde guerre mondiale, ainsi que les rejets radioactifs (Lévêque, 1996). Cependant, la pollution des cours d’eau dans les régions tempérées et industrialisées a pris une ampleur nouvelle et inquiétante dans la seconde moitié du XXe siècle, avec l’apparition des pesticides, les rejets d’origine industrielle ou urbaine qui vinrent saturer les capacités d’autoépuration des eaux (Fig.16).
Les principaux types de pollution peuvent être répartis en trois grandes catégories : pollutions physiques, chimiques et biologiques.
1. Types de pollution des eaux 1.1 Pollution physique 1.1.1 Pollution thermique La pollution thermique des eaux est due au rejet d’eaux chaudes par les circuits de refroidissement des centrales électriques et d’autres installations industrielles. Une hausse ou une baisse des températures peut sévèrement affecter la qualité de l’eau et la vie aquatique. Les températures de l’eau sont généralement beaucoup plus stables que celles de l’air. Les organismes aquatiques ne peuvent donc s’adapter à des changements rapides de température. En générale, la biodiversité des écosystèmes aquatiques diminue énormément avec la pollution thermique. Les cours d’eau y sont particulièrement sensibles par suite du volume relativement faible des masses d’eau dans lesquelles s’effectue le rejet des calories excédentaires. Le nombre d’espèces de Diatomées d’un fleuve est divisé par 2,5 lorsque la température augmente de 10°C. De plus, une hausse de la température moyenne d’un cours d’eau, entraîne une modification dans la phytocœnose. Les Diatomées sont remplacées par les algues vertes au dessus de 25°C, puis les Cyanophycées s’y substituent au-delà de 32°C (Ramade, 1998-2000). Une élévation de température, déclenche la ponte chez beaucoup de poissons, alors qu’elle est inhibée chez d’autres. Par exemple, la truite de lac ne peut se reproduire au-dessus de 10°C (Enger et Smith, 2000). Une autre conséquence de cette pollution, se traduit par une activité bactérienne plus intense et donc une forte consommation d’oxygène qui en périodes très chaudes, provoque une mort des poissons par asphyxie.
1.1.2 Pollution radioactive La radioactivité a pour origine la transformation d’un corps simple en un autre avec émission d’un rayonnement (tabl.1). Différents types de rayonnements sont émis par la croûte terrestre, notamment des rayons γ. A ces radiations, s’ajoutent celles d’origine cosmique (rayonnement de haute énergie d'origine solaire, galactique ou extragalactique, produisant des phénomènes d'ionisation dans la haute atmosphère). Dans les conditions naturelles, les êtres vivants sont soumis à différentes sources d’irradiation externe. Ils peuvent même absorber des radionucléides naturels tels que le potassium 40K et le carbone 14C, que l’on trouve dans le sol ou l’eau, et se trouver alors exposés à une irradiation interne (Barbault, 2003). Ces diverses radiations, en général faibles, exercent un effet ionisant, qui quand il se produit dans des cellules vivantes, entraîne des transformations de la structure des molécules suivies d’effets somatiques ou génétiques, que le développement de l’énergie nucléaire, à des fins militaires ou industrielles, augmente énormément. Ces radiations sont de trois types : les rayons γ, constitués par des ondes électromagnétiques de très haute fréquence, très pénétrants ; les rayons β, composés d’électrons dont la vitesse est proche de la lumière, qui peuvent traverser les tissus vivants sur plusieurs cm ; les rayons α, noyaux d’hélium, très peu pénétrants puisque les couches superficielles de la peau suffisent à les arrêter. Les radio-isotopes peuvent provenir des retombées radioactives, qui consistent surtout en produits de fission, le strontium 90Sr et le césium 137Cs. Ces retombées sont plus abondantes à proximité des explosions nucléaires, mais se répartissent irrégulièrement et dépendent de la pluviosité (Ramade, 2005). Chez les plantes, la liaison entre la dimension des chromosomes et la sensibilité des plantes aux irradiations, montre que les espèces à gros chromosomes sont tuées par une dose aiguë inférieure à 1000 rads, alors que la dose létale pour les espèces à petits chromosomes peut être supérieure à 50 000 rads. Ceci montre que les rayonnements ionisants interviennent sur la division cellulaire et sur les synthèses protéiques (Lemée, 1978). Chez les bactéries, les doses mortelles sont comprises entre 20 000 et un million de rads. Ce sont les organismes les plus résistants aux radio-isotopes (Lemée, 1978).
Tableau 1 : Principaux radio-isotopes d’importance écologique (Ramade, 2000). Radio-isotope Période (*) Radiations émises (**) α β γ A. Constituants de la biomasse Carbone (14 C) 5568 ans + Tritium (3H) 12,4 ans + Phosphore (32P) 14,5 jours +++ Soufre (35S) 87,1 jours + Calcium (45Ca) 160 jours ++ Sodium (24Na) 15 heures +++ +++ Potassium (40K) 1,3 × 109 ans + ++ Fer (59Fe) 45 jours ++ +++ Iode (131I) 8 jours ++ ++
B. Produits de fission et autres radio-isotopes libérés par l’industrie nucléaire Strontium (90Sr) 28 ans ++ Césium (137Cs) 30,2 ans ++ + Ruthénium (106Ru) 1 an + Plutonium (239Pu) 24 500 ans +++ ++
C. Gaz rares produits par les réacteurs nucléaires Argon (41Ar) 2 heures ++ Krypton (85Kr) 10,4 ans + Xénon (133Xe) 5 jours +++
(*) On appelle période d’un radio-isotope le temps au bout duquel sa masse aura diminué de moitié. (**) + Énergie 0.2 MeV ++ Énergie comprise entre 0,2 et 1 MeV +++ Énergie supérieure à 3 MeV
MeV : Symbole de mégaélectronvolt (un million d'électronvolts), unité pratique d'énergie utilisée en physique des particules.
1.2 Pollution chimique 1.2.1 Pollution par des micropolluants Les micropolluants, représentés par les métaux lourds, les pesticides et les détergents sont des substances toxiques à très faible teneur dans l’eau, de l’ordre du microgramme (millionième de gramme), voire du nanogramme (milliardième de gramme) par litre (Castany, 1998). Les cours d’eau sont contaminés par ces éléments directement, ou par des eaux de ruissellement ou par des retombées atmosphériques. Ils sont difficiles à détecter à cause de leurs très faibles concentrations. Pollution par les métaux lourds Les métaux lourds sont en générale subdivisés en deux familles (Lévêque, 1996). Il existe les métaux lourds au sens strict, à masse atomique élevée et à forte toxicité, qui sont toxique pour l’homme tels que le cadmium, le mercure et le plomb, et les métaux à masse atomique moins élevée, qui sont des oligo-éléments indispensables au fonctionnement de certaines enzymes nécessaires à l’organisme (cuivre, zinc, molybdène, manganèse, cobalt). Ces oligo-éléments deviennent vite toxiques quand leur concentration augmente. Parmi les métaux lourds les plus dangereux, il y a le mercure sous forme de composés solubles tels que le méthylmercure, le plomb (saturnisme), le sélénium, l’arsenic et le cadmium (dose mortelle pour l’homme : 2g) (Castany, 1998). o Plomb Il représente 0,014 % de la masse de la croûte terrestre. Il est présent dans l’eau de mer essentiellement sous forme de carbonates (PbCO3 : 40 à 80%) ou de + chlorures (PbCl2 :1 à 40 %) et PbCl (2 à 19 %) (in Nehar, 2006). L’empoisonnement au plomb est connu depuis le temps des romains. Chez l’Homme, l’ingestion régulière de doses de plomb (plus de 1 mg/j) entraîne le saturnisme qui s’accompagne de troubles intestinaux. L’eau de boisson ne doit pas contenir plus de 0,1 mg/l de plomb (Degrément, 1972). Le saturnisme dû à la contamination des écosystèmes limniques par les plombs de chasse menace de nombreuses espèces essentiellement des oiseaux d’eau dont beaucoup sont rares ou en danger. Aux USA, à la fin des années 1980, 20 % des individus du rare Cygne trompette (Cygnus buccinator) trouvés mort étaient victimes de saturnisme (Blus et al., 1989). o Mercure Le mercure représente un cas inquiétant de contamination des eaux continentales ou littorales. Dans les années 1970, de nombreux lacs et rivières de Scandinavie ont été pollués par les rejets de fongicides organomercuriels par des papeteries. La pêche a donc été interdite dans les lacs de 80 districts suédois (Ramade, 2000). Le mercure présente un phénomène de bioamplification constant dans les réseaux trophiques des biotopes terrestres et aquatiques. Il est absorbé sans limitation par les êtres vivants, à cause de l’absence de régulation biologique. De plus, les animaux ont des difficultés à l’éliminer de leur organisme. Ce qui explique que de fortes concentrations soient atteintes (Ramade, 2005 ; fig.17). Dans les lacs suédois, on + a trouvé une teneur de l’ordre de 0,1 ppb de CH3Hg qui passait de 10 – 100 ppb dans le phytoplancton, pour arriver à 1 à 10 ppm dans la chair du brochet, qui est l’extrémité de la chaîne trophique (Lemée, 1978 ; fig.17). Chez les consommateurs de poissons d’eau douce en Suède, des altérations de chromosomes ont été observées (Touchart, 2003). En 1956, dans la baie de Minamata au Japon, plus de 1400 personnes sont décédés et des milliers d’autres ont été gravement intoxiqués (Ferrari, 2004). Ce-ci est du à la consommation de poissons contaminés par du mercure provenant d’effluents industriels (150 tonnes de mercure déversés au cours des années 1950-1960). La concentration du mercure était 500 000 fois supérieure dans les poissons par rapport aux eaux de la baie (Lévêque, 1996). En cas de contamination ou d’accidents ponctuels, le mercure se transformant en méthylmercure hautement toxique, franchit facilement la barrière intestinale pour se concentrer dans les hématies, le cerveau, le rein et le foie. Lorsqu’il est accumulé par des poissons, mollusques et crustacés, il peut déclencher chez le consommateur de ces organismes contaminés des intoxications alimentaires très graves et irréversibles: encéphalopathie entraînant des troubles locomoteurs et sensoriels, cécité, surdité, malformations fœtales (Vilaginès, 2003). Le mercure et ses dérivés mercuriels ont un mécanisme d’action toxique mal connu. Cependant, cet élément est capable de changer la structure et l’activité fonctionnelle des protéines et des acides nucléiques (Vilaginès, 2003). D’après Defranceschi (1996), la toxicité élevée du mercure est liée à son aptitude à se lier avec le soufre (l’état natif du mercure est d’ailleurs le sulfure de mercure). Lorsque le mercure est ingéré par les organismes vivants, il se lie naturellement au soufre des molécules présentes. Il peut alors bloquer un site actif, comme par exemple celui de la vitamine B12. Les principales sources de pollution par le mercure proviennent des usages industriels, comme les pesticides, et également les combustions du charbon et du pétrole. A l’échelle globale, l’usage des combustions fossiles est évalué à un minimum de 4000 t/an de mercure dans l’atmosphère (Ramade, 2005). Le mercure est utilisé dans la production du chlore qui rejette 0,2 kg Hg/tonne de chlore produit. Il est également utilisé dans la production de la soude caustique. Ces rejets se retrouvant dans les effluents industriels et les eaux de ruissellement, sont entraînés vers les lacs et le littoral (tabl. 2). o Cadmium Il est le 65ème élément le plus abondant dans la croûte terrestre. A l’état naturel, il est presque toujours associé à d’autres métaux (zinc et plomb) (in Nehar, 2006). Le cadmium est un sous-produit de la métallurgie du zinc et dans une moindre mesure de celle du plomb. Les minerais de zinc en renferment de 100 à 500 ppm (Genin et al., 1997). Cet élément est très utilisé au niveau industriel, en électronique, électrotechnique, galvanoplastie, industrie de peintures. Les composés cadmiés sont assez peu recyclés (à peine 5 % de la quantité produite). Ils représentent une source importante de pollution des eaux et des sols, car la majorité des usages du cadmium sont dispersifs. Une importante source de pollution diffuse par le cadmium résulte de sa présence à l’état d’impuretés dans des engrais chimiques, les superphosphates. Ces derniers renferment de 0,05 à 170 ppm de cadmium selon leur origine (Genin et al., 1997). Normalement, les eaux naturelles ne renferment que quelques μg/l au plus de cadmium.
Etant donnée, la toxicité de cet élément et de son évolution mal connue dans le milieu aquatique, il est important de faire attention aux contaminations d’origine industrielle. Il présente une toxicité aiguë pour les organismes supérieurs et les algues à partir de 0,1 mg/l. Les bactéries y sont moins sensibles (Gaujous, 1995). Le cadmium, a provoqué au Japon de nombreux cas d’une maladie dénommée « itai-itai » (Vilaginès, 2003). Cette maladie se manifeste par des troubles neurologiques et osseux, ainsi que des lésions rénales. Le cadmium est même soupçonné d’être cancérigène chez l’Homme (Genin et al., 1997).
Pollution par les détergents Les détergents sont formés par des agents de surface (le plus souvent anioniques (alkylsulfates, alkylsulfonates…) dont l’action est complétée par des adjuvants (polyphosphates, carbonates, silicates) (Angelier, 2000). Ils sont doués de propriétés tensioactives grâce auxquelles ils éliminent facilement les graisses et autres salissures à la surface de matériaux divers (Ramade, 2000). Certaines études ont estimé à plus de 5 g/j la quantité de tensioactif rejeté par habitant. Ces tensioactifs sont accompagnés par une quantité équivalente de polyphosphates utilisés comme agents anti-calcaires qui à long terme ont des conséquences néfastes sur le milieu naturel (eutrophisation) (Bontoux, 1983). Les détergents synthétiques se sont répandus dans les usages domestiques à partir de 1950. Il existe quatre grands groupes : les détergents anioniques, non ioniques, cationiques et amphotères selon la partie de la molécule douée de propriétés détergentes (Ramade, 2005). Les polyphosphates participent à la dystrophisation des eaux. Les agents de surface limitent la dissolution de l’oxygène à l’interface eau-atmosphère. Leur toxicité est faible : 10 mg/l sont nécessaire pour inhiber la flore bactérienne, 50 mg/l pour inhiber le phytoplancton (Angelier, 2000).
Tableau 2 : Concentrations de mercure dans des échantillons de l’environnement (Harris, 1971) Echantillon Teneurs naturelles estimées Concentrations mesurées dans les échantillons contaminés Air 2 μg/m3 2-20 μg/m3
Eau : Eau de mer 0,00006-0,0003 ppm 0,0005-0,030 ppm Eau douce 0,00006 ppm 0,0001-0,040 ppm
Sols1 0,04 ppm 0,08-40 ppm
Sédiments de lac1 0,06 ppm 0,08-1,800 ppm
Matériels biologiques Poisson 0,02 ppm 0,5-17 ppm Sang humain 0,0008 ppm 0,001-0,013 ppm
1 La concentration du mercure dépend de la teneur de la matière organique.
Pollution par les pesticides Les pesticides sont des composés chimiques utilisés pour contrôler le développement des organismes vivants, considérés par l’homme, comme nuisibles dans les domaines suivants, en agriculture, contre les insectes, les parasites, les champignons, les mauvaises herbes et le traitement des locaux ; dans les industries (protection de la laine, industrie du papier) ; dans la construction des bâtiments et les travaux publics (protection du bois et des matériaux). Selon les cibles visées, il existe plus de 15 familles de pesticides, dont les plus connus sont les insecticides, les acaricides, les nématicides, les fongicides, les rodonticides, les herbicides, etc. (Jamet, 1999). L’usage croissant des pesticides dans divers domaines, s’est accompagné d’un développement important du nombre de substances utilisées. Environ, 800 matières actives sont connues et utilisées aujourd’hui. Elles rentrent dans la composition de plus de 7000 préparations commerciales (Boussahel et al., 2003). Actuellement, en Algérie, environ 400 produits pesticides ont été autorisés. Une quarantaine de produits phytosanitaires sont utilisés par les agriculteurs. Les pesticides les plus utilisés en Algérie dans le milieu agricole, sont le probinèbe et le manèbe (fongicide), le lannate (insecticide), le 2,4 D (herbicide), etc. (Bouziani, 2006). La pollution des eaux superficielles peut être due au déversement accidentel de produits pesticides dans une rivière, à l’apport par des effluents urbains ou industriels (industries textiles, du papier, de la fabrication de pesticides) ainsi que le ruissellement des eaux pluviales dans les rues. D’autres sources sont impliquées telles que l’introduction directe dans le milieu aquatique des pesticides provenant du désherbage de berge ou de campagne de démoustication, et l’apport par ruissellement sur les sols à partir des zones de cultures agricoles soumises à des traitements. Le premier usage intensif d’un pesticide, le DDT (dichloro-diphényl- trichloréthane) remonte à la seconde guerre mondiale pour enrayer la propagation des poux, de l’épidémie de typhus, de la malaria, de la fièvre jaune… Cependant, l’usage excessif du DDT au début des années cinquante est devenu, aujourd’hui plus restreint et parfois même interdit dans certain pays en raison de sa trop grande persistance, car il reste actif pendant une dizaine d’années (Defranceschi, 1996). Au Japon, cette persistance a été prouvée par le fait qu’en 1990, vingt ans après son interdiction, le DDT a été retrouvé dans les lacs (Vernier, 2001). Un des exemples les plus connus de catastrophes écologiques qu’a provoqué l’utilisation d’insecticides persistants est celui du Clear Lake en Californie. Dans les années 1950, ce lac a été traité au TDE (tétrachlorophényl éthane) au moment des campagnes d’éradication des larves de Chaoborinae. Il y a eu une forte mortalité dans la colonie de grèbes occidentaux (Aechmophorus occidentalis) due au phénomène de bioamplification de cet insecticide. Ce dernier s’observe dans les chaînes alimentaires. Ainsi, dans l’eau la concentration de cet insecticide est de 0,014 ppm. Dans le phytoplancton, elle est de 5 ppm. Dans le zooplancton, elle n’a pas été dosée. Dans les poissons mangeurs de plancton, elle est de 7 à 9 ppm. Dans les poissons consommateurs d’autres poissons, elle est de 22 à 25 ppm. Dans le poisson chat, elle est de 22 à 221 ppm pour l’ensemble du corps et 1700 à 2375 ppm pour les graisses seules. Dans les grèbes trouvés morts, elle arrive jusqu’à 2500 ppm dans les graisses. Le facteur de concentration est dans ce cas de 2500/0,014 = 180 000 (Dajoz, 2003). Chez l’homme, des études épidémiologiques ont montré la présence d’un lien entre l’exposition aux insecticides organochlorés et la prévalence de divers cancers, principalement, ceux du poumon, du pancréas, ainsi que de lymphomes et de leucémies (Vilaginès, 2003). 1.2.2 Pollution par les nitrates et les phosphates L’agriculture et l’élevage intensifs sont les principaux responsables de la pollution des eaux superficielles et des nappes par les nitrates et les phosphates, par les apports excessifs d’engrais chimiques tels que le nitrate d’ammonium, le nitrate de calcium, les superphosphates…, et les déjections animales. De 1950 à 1989, l’agriculture mondiale a fait passer sa consommation d’engrais de 14 à 146 millions de tonnes. A partir de 1990, l’usage des engrais a diminué de façon régulière (Fig.18). Les nitrates peuvent provenir des sources diffuses tel que le lessivage des engrais des sols, et des sources ponctuelles tels que les rejets d’effluents d’industries agro-alimentaires ou chimiques, et les rejets urbains ou domestiques. Dans l’eau potable, les nitrates ne doivent pas dépasser les normes internationales de 50 mg/l (Vernier, 2001).
Ces trois dernières décennies, ce seuil limite de potabilité, a souvent été dépassé au niveau des nappes et rivières constituant les sources principales de l’alimentation en eau, dans les zones d’agriculture intensive (Lévêque, 1996). Les nitrates ont des effets néfastes sur la santé humaine, par le biais des nitrites qui transforment l’hémoglobine en méthémoglobine, incapable de transporter l’oxygène aux tissus et aux poumons.
- NO2 Hémoglobine Méthémoglobine (Fe2+) (Fe3+)
Cette méthémoglobine est toxique pour les ruminants chez lesquels la réaction se déroule dans le rumen, et pour les nourrissons (3 à 6 mois) qui n’ont pas les mêmes actions de régulation vis-à-vis des nitrites que les adultes. Des eaux très chargées en nitrates (> 100 mg/l), peuvent entraîner le syndrome des bébés bleus. Il y a eu 2000 cas avec une mortalité de 7 à 8 % qui ont été recensés, en 25 ans au niveau mondial (Robert, 1996). Les nitrites dans l’organisme ou hors de l’organisme, dans les aliments par exemples, peuvent se combiner avec certaines amines ou amides et former des composés « N-nitroso », nitrosamines ou nitrosamides qui sont cancérigènes (Vilaginès, 2003). Les nitrates avec les phosphates peuvent entraîner un déséquilibre biologique des hydrosystèmes, par le phénomène d’eutrophisation. Les principaux responsables de l’eutrophisation en France et dans le monde sont les phosphates. Ces derniers ont pour origines, les sources agricoles et industrielles, les déjections humaines et les détergents de lessives phosphatées. Dans les grandes rivières, l’eutrophisation est accentuée par la construction de barrages ou d’écluses qui ralentissent le courant, ce qui favorise l’accroissement du phytoplancton. Des concentrations élevées en chlorophylle ont été observées ainsi dans la Loire et le Rhin en France (Lévêque, 1996). Le phénomène d’eutrophisation accéléré ou dystrophisation d’un lac, passe par plusieurs étapes (Fig. 19). La première étape comprend un accroissement de la concentration des eaux en sels minéraux nutritifs (Fig. 19, A). Ce qui représente l’effet direct de leur pollution, mais causé aussi par la biodégradation des matières organiques fermentescibles rejetées par les effluents urbains dans le lac. L’apport d’éléments nutritifs va conduire à une multiplication massive des algues (2e stade) (Fig. 19, B). il y a apparition d’une DBO dite primaire résultant de la consommation des matières organiques fermentescibles (MOF) par les bactéries aérobies présentes dans les eaux lacustres. La charge de pollution d’une eau par les
MOF s’évalue par la demande biologique d’oxygène en 5 jours (DBO5). C’est la quantité d’oxygène nécessaire aux microorganismes pour oxyder la matière organique d’un volume déterminé d’eau placé à l’obscurité et à 20 °C pendant 5 jours (Dajoz, 2003). Au 3e stade, il va se produire une baisse de la teneur en oxygène dissous dans les eaux profondes (DBO secondaire) due à la décomposition aérobie de la matière organique correspondant à la biomasse algale morte qui va se déposer à la surface des sédiments (3e stade, Fig. 19, C). Une oxycline (chimiocline) va apparaître qui séparera les eaux superficielles bien oxygénées des eaux profondes privées d’oxygène dissous et des sédiments qui deviennent réducteurs. Il va se produire à terme une disparition de toute vie animale en dessous de la zone euphotique à cause de la désoxygénation des eaux. A la dernière étape du processus, des fermentations anaérobies se déroulent dans les couches profondes. Il y a alors dégagement de méthane et surtout de NH3 et e H2S. La chimiocline, par contre, remonte vers la surface (4 stade, Fig. 19, D), rendant l’essentiel du volume d’eau lacustre azoïque. L’eutrophisation des eaux se caractérise par la modification des niveaux de la pyramide biologique, comme le montre la fig.20. La partie A montre un aspect normal des réseaux dans un lac, par contre la partie B montre l’effet d’un développement anarchique des Cyanobactéries. Le zooplancton n’est plus capable de réguler la biomasse des producteurs primaires. Ces derniers en se développant très rapidement, présentent souvent des structures coloniales, qui ne peuvent être consommer par les Crustacés filtreurs (Frontier et al., 2004). En milieu d’eau douce, les Cyanobactéries sécrètent des toxines dangereuses pour l’Homme dans les milieux eutrophisés où elles se développent, comme la microcystine du genre Microcystis (Lévêque et Mounoulou, 2001).
1.3 Pollution biologique 1.3.1 Pollution microbiologique La pollution microbiologique des eaux se traduit par une forte contamination par de nombreux agents pathogènes, tels que bactéries et virus. Les polluants les plus inquiétants en terme de santé humaine mondiale sont les organismes pathogènes tels que les coliformes fécaux, les streptocoques fécaux, les salmonelles, etc. (Ramade, 2005). Parmi les plus importantes maladies à transmission hydrique, il y a la typhoïde, l’entérite, la polio, les hépatites virales, etc. La malaria, la fièvre jaune et la filariose sont transmises par les insectes à larve aquatique tels que les moustiques (Bouziani, 2006). L’accroissement continu de la pollution microbiologique des eaux continentales et littorales a pour conséquence une augmentation d’affections telles que les colibacilloses ou les hépatites virales, dont le nombre augmente régulièrement dans les nations industrialisées (Ramade, 2005). L’utilisation des cours d’eau comme moyen de dilution des effluents urbains présente de graves conséquences pour l’hygiène publique. Il semble que la pollution par des matières organiques permette à de nombreuses espèces de germes pathogènes de se multiplier dans des proportions énormes (Ramade, 2005). La principale source de ces agents pathogènes provient de déchets humains, de déchets animaux se trouvant dans des champs à proximité des cours d’eau et des usines de transformation des aliments sans traitement des déchets approprié (Cunningham et Woodworth Saigo, 1997). Dans la plupart des pays développés dans le monde, les stations d’épuration des effluents pollués et les techniques de contrôle de la pollution ont réduit ou éliminé la majorité des sources d’organismes pathogènes au niveau des eaux de surfaces continentales. De plus, l’eau de consommation est généralement désinfectée par chloration, ce qui raréfie les épidémies de maladies à transmission hydrique dans ces pays. Les Nations Unies estiment que 90 % des populations dans les pays développés possèdent un système de rejets d’égout sûre et efficace, et 95 % possèdent une eau de consommation propre (Cunningham et Woodworth Saigo, 1997). La situation est complètement différente dans les pays en voie de développement. Les Nations Unies considèrent qu’au moins 2,5 milliards de gens dans ces pays ont un système sanitaire inadéquat, et que moins de la moitié de ces populations n’ont pas accès à une eau de consommation salubre. Les conditions sont spécialement mauvaises dans les zones reculées et rurales où les effluents d’épuration sont d’ordinaire primitifs ou inexistant, et une eau purifiée est également indisponible ou trop chère. L’Organisation Mondiale de la Santé évalue à 80 %, les maladies dues aux agents infectieux hydriques dans les pays en voie de développement (Cunningham et Woodworth Saigo, 1997).
1.3.2 Pollution des eaux par des matières organiques fermentescibles (MOF) Il existe plusieurs sources responsables de cette pollution telles que la source agricole (lisier, fumier, fiente, etc.), industrielle (tanneries, abattoirs, laiteries, fromageries, huileries, sucreries, papeteries, etc.) et humaine (eau usées). Une ville de 100 000 habitants rejette, par exemple, environ 18 tonnes de matières organiques chaque jour dans ses égouts en France (Lévêque, 1996). L’oxydation des matières organiques demande beaucoup d’oxygène. La charge de pollution d’une eau par les MOF s’évalue par la demande biologique d’oxygène en 5 jours (DBO5). Dans les eaux pures la DBO5 est de 3 à 4 mg/l. Elle atteint plusieurs dizaines de mg/l dans les eaux polluées (Dajoz, 2003). Il existe des substances biodégradables. Elles peuvent être dégradées dans un milieu aquatique par des microorganismes comme les bactéries et les champignons. Cependant, la biodégradabilité d’une substance dépend de sa structure moléculaire : les sucres simples sont facilement biodégradables, tandis que les sucres complexes (cellulose, lignine) et les acides humiques peu biodégradables peuvent sédimenter ou persister longtemps dans les hydrosystèmes (Lévêque, 1996). L’autoépuration est la capacité d’un milieu à éliminer, par un fonctionnement naturel, des substances étrangères le plus souvent organique. Lorsque, les rejets des polluants sont peu importants, les eaux des rivières retrouvent un état naturel ou peu pollué, grâce à l’autoépuration. En général, plus on s’éloigne du point de rejet, plus la pollution diminue dans le cours d’eau (Fig.21). Lorsque les apports sont trop importants, la matière organique excédentaire provoque des dysfonctionnements des milieux aquatiques. La pollution par les matières biodégradables devient excessive si la teneur en oxygène dissous (OD) descend à une valeur qui conduit à l’asphyxie de la faune aquatique. Si l’on exclut le cas des lacs et des rivières à truites, qui exigent une teneur élevée en oxygène, on considère que la limite minimale admissible pour l’OD est de 5 mg/l. Elle devient critique si elle est inférieure à 3 mg/l (Champoux et Toutant, 1988). Les dépôts organiques qui peuvent s’accumuler dans le lit d’un cours d’eau sont dus à la pollution par les eaux usées urbaines. La couche de vase ainsi formée devient le siège de fermentations anaérobies, avec production de méthane, d’hydrogène sulfuré et de différents composés toxiques comme l’ammoniac qui se dispersent dans l’eau. Quand la teneur en OD de l’eau s’approche de zéro, les formes de vie courantes disparaissent. Seules pullulent les bactéries aérobies ou anaérobies, ainsi que certaines larves d’insectes pourvues d’organes permettant l’aspiration de l’air en surface. Des algues bleu-vert se multiplient près des berges, en surface et là où il y a un minimum d’oxygène. Ces eaux sont noirâtres et dégagent des odeurs fétides. Dans un cas pareil, l’autoépuration de l’eau est lente (Champoux et Toutant, 1988). Dans les biotopes lotiques, l’écosystème aquatique va être complètement déséquilibré par le rejet d’un effluent riche en matières organiques, avec apparition de 4 zones qui se suivent dans le sens du courant donc vers l’aval du point du rejet (Fig.22). Il y a d’abord une zone de dégradation qui correspond au mélange des eaux de la rivière et celles de l’effluent. Ensuite, vient une zone de décomposition active, où s’effectue la multiplication de champignons et de bactéries aérobies puis anaérobies et la décomposition de la matière organique introduite dans le cours d’eau par ces organismes. Si tout l’oxygène est consommé, celle-ci deviendra une zone septique dans laquelle se formeront des composés réducteurs. Plus en aval, se trouve une zone de restauration où les eaux vont peu à peu retrouver leurs caractères initiaux, grâce à l’autoépuration, et enfin une zone d’eaux propres va lui succéder.
Effets de la pollution par les MOF sur la phytocœnose aquatique Les Cyanobactéries comme Oscillatoria, Phormidium, les Chlorophycées comme Ulothrix, et les Flagellés autotrophes sont adaptés à des biotopes riches en éléments nutritifs (Ramade, 2005). Dans la zone de décomposition active, se trouvent en grande quantité certaines Diatomées telles que Gomphonema parvulum et Nitzschia palea et des Melosira, avec quelquefois des espèces Navicula et Surirella. Cladophora glomerata est une algue verte fréquente dans les eaux riches en éléments minéraux nutritifs, qui ne se multiplie qu’à partir de l’instant où la matière organique soit arrivée à un certain état de minéralisation (Ramade, 2005). Dans la zone de restauration, il y a des Spirogyra et des Phytoflagellés coloniaux du genre Pandorina (Fig.22). On retrouve les conditions initiales et une phytocœnose d’eaux propres, lorsque le phénomène d’autoépuration s’est déroulé (Fig.22).
Effets de la pollution par les MOF sur la zoocœnose La mortalité par déficit d’oxygène touche en premier lieu les poissons salmonidés. Pour la truite "arc-en-ciel", par exemple, qui est l’espèce la plus tolérante,
3 mg/l d’O2 sont nécessaires pour survivre à 16 °C. Chez les cyprinidés qui sont plus tolérants, l’exemple de la tanche montre que 0,95 mg/l d’O2 à 16 °C suffisent à sa survie (Angelier, 2002). Aucun poisson et aucun invertébré d’eaux pures ne peut résister dans la zone septique (Fig.22). Cependant, des espèces animales adaptées à une grande richesse en MOF et un important déficit en oxygène dissous, prolifèrent dans cette zone. Dans les vases qui se déposent, dans la zone de décomposition active, on trouve les larves d’insectes de régime saprophage comme Eristalis et Psychoda et des petits Annélides Oligochètes appartenant aux genres Tubifex et Limnodrillus. On les considère alors comme bioindicateurs de pollution des eaux par les matières organiques. Parfois, il existe aussi de nombreuses larves de moustiques du genre Culex. Plus en aval, dans la zone où l’équilibre du milieu a été rétabli, se trouve une faune d’eaux propres normalement oxygénées, caractérisée par la présence de larves d’insectes comme les larves de Perlides, de Phryganes, d’Ephémère et un peuplement piscicole normal (Fig.22).
Conclusion Le problème de la pollution des eaux représente sans aucun doute un des aspects les plus inquiétants de la crise globale de l’environnement. La pollution du milieu aquatique a des sources très diverses et donc de nature variée. Elle provient pour une grande part de décharges directes dans les eaux, telles que les eaux usées des agglomérations, les rejets par les industries alimentaires, papetières et chimiques. Mais les masses d’eau sont aussi le récepteur de produits polluants provenant de l’atmosphère ou des sols. C’est ainsi que les oxydes de soufre ou d’azotes, transportés par les courants atmosphériques à partir des grandes concentrations industrielles d’Europe occidentale, sont dissous dans les lacs scandinaves dont ils abaissent le pH. Il peut se produire la même chose avec les pesticides répandus dans l’air et dans les sols, qui peuvent contaminer ainsi les cours d’eau, les lacs, les mers et les océans (Lévêque, 1996). Les différents types de polluants peuvent avoir des effets nocifs variés chez les espèces végétales, animales ou même chez l’homme. La biodiversité, ainsi que la structure et le fonctionnement des écosystèmes aquatiques peuvent en être gravement affectés. Pour évaluer la qualité des eaux, nous devons décrire le milieu physique. Dans le prochain chapitre ne présenterons alors ce dernier.
Figure 22 Effets de la pollution des eaux par suite de la décharge dans une rivière d’un émissaire d’égout chargé de matière organiques fermentescibles sur la biocœnose aquatique (Ramade, 2005).
Deuxième Partie :
PHYSICO-CHIMIE DES EAUX DU BARRAGE DE CHEURFA
CHAPITRE 1: PRESENTATION DU BASSIN DE LA MEKERRA-MEBTOUH : ASPECTS PHYSIQUES ET ANTHROPIQUES
Le barrage de Cheurfa régularise les eaux de l’Oued Mebtouh qui constitue le prolongement de l’Oued Mekerra. Le sous bassin de cet oued fait partie du grand bassin de la Macta (Fig.23 et Fig.24). Le barrage se situe à 20 km en amont de la ville de Sig, à 50 km au sud-est d’Oran (in Anteur et Houari, 2001). Il se trouve dans la wilaya de Mascara, dans la commune de Chorfa (ABH, 2004). Il a été construit en 1880-1882 (Cheurfa I) pour assurer l’irrigation de la plaine de Sig. C’était un barrage-poids de 30 m de hauteur et en maçonnerie de moellons (Soltanche, 1952). Suite à son envasement, l’ancienne digue a été remplacée par une nouvelle digue (Cheurfa II) en béton de taille plus importante permettant une capacité de stockage théorique de 82 Hm2 (ABH, 2003). Le nouveau barrage (Cheurfa II) a été remis en service en 1992 pour servir à l’irrigation du périmètre agricole de Sig et au fonctionnement de la zone industrielle de Sig (ABH, 2004). Sa capacité estimée en 1998, 2000 et 2001 a été de 81,1 Hm3. L’envasement a été de 0,9 Hm3 en 1998, 2000 et 2001 (ABH, 2003). Son volume initial de régularisation est de 45 Hm3 (ABH, 2005). Le volume mobilisé pour l’irrigation a été de 11,786 Hm3/an en 2003 (ABH, 2003). Il a été de 6,029 Hm3/an en 2005 (ABH, 2005). Le bassin versant de l’Oued Mekerra-Mebtouh dans lequel se trouve ce barrage, représente un espace physique sensible. Après avoir été encaissé en amont dans les terrasses fluviales, l’Oued débouche en aval de Boukhanefis dans la plaine alluviale de Sidi Bel Abbès dont la pente ne dépasse que rarement les 0,2% engendrant des vitesses d’écoulement relativement faibles, causant ainsi des dépôts qui obstruent le lit de l’oued. Du point de vue climatique, le bassin de la Mekerra est soumis à un climat semi-aride à pluviosité irrégulière caractérisée par des averses automnales intenses, occasionnant d’importantes crues dont les effets se font ressentir dans les zones comprises entre Boukhanefis et l’agglomération de Sidi Bel Abbès.
1. Situation géographique et administrative Le bassin de l’Oued Mekerra-Mebtouh est délimité au nord par les Monts des Ouled Ali, à l’ouest par le bassin de la Sebkha d’Oran, à l’Est par le sous bassin de l’Oued El Hammam et au sud par les hautes plaines oranaises (Fig.25). En aval du barrage de Cheurfa, l’Oued Mebtouh se prolonge par l’Oued Sig qui débouche, au-delà des Monts des Ouled Ali dans la plaine de Sig. Trois wilayas sont intégrées dans le bassin de la Mekerra (Fig.26; ABH, 2004). La wilaya de Sidi Bel Abbés qui recouvre plus de 90 % de la superficie avec une population de 482 476 habitants. Les wilayas de Mascara et Tlemcen qui sont représentées partiellement avec une population respective de 16 942 et 20 411 habitants Dans le bassin de la Mekerra se trouve 45 communes dont 41 sur 52 sont des communes de la wilaya de Sidi-Bel-Abbès, 2 sur 47 des communes de la wilaya de Mascara et 2 sur 53 des communes de la wilaya de Tlemcen (ABH, 2004). Le bassin de la Mekerra compte 67 agglomérations (ABH, 2003).
Mer Méditerranée
B.V MACTA
Figure 23 Carte des sous bassins versants du Nord de l’Algérie (Baahmed, 2005).
La superficie globale du bassin couvre 4102 km2. Elle représente 28,5 % de la superficie du bassin de la Macta et 5,32 % du bassin Oranie Chott-Chergui (ABH, 2004).
2. Climatologie La pluviométrie moyenne annuelle du bassin versant de la Mekerra est de 350 à 450 mm/an (ABH, 1999). La température se caractérise par des minima comprises entre 9 et 10°C, des maxima entre 23 et 24°C et des températures moyennes allant de 16 à 17°C (ABH, 1998). Les valeurs minimales de l’évapotranspiration sont de 1588 mm/an, les maximales de 1883 mm/an et les moyennes de 1670 mm/an (ABH, 1998). Les valeurs de l’évaporation sont importantes aux mois de juin, juillet et août. Elles sont faibles aux mois de novembre, décembre, janvier, février et mars (ABH, 2003). Les vents sont à dominance Nord-Ouest (ABH, 1998). Les valeurs moyennes annuelles de l’humidité sont de 65 % (ABH, 2003). Les mois neigeux sont janvier et février (ABH, 2003). Le nombre de jours de gelée par an est de 22 en moyenne (ABH, 2003). Le niveau bioclimatique est semi aride frais (ABH, 2003). Les diagrammes ombrothermiques des deux stations (Sidi Bel Abbès et barrage de Cheurfa) de la région d’étude indiquent une saison sèche estivale, qui dure de 6 à 7 mois et demi (Fig.27). Pour la station de Sidi Bel Abbès, elle est de 6 mois. Elle s’étend de mai à octobre. Le mois d’août est le mois le plus chaud avec une température de 27°C, et le mois de janvier est le mois le plus froid avec une température de 9°C. Pour la station du barrage de Cheurfa, elle est de 7 mois et demi et elle s’étale de la mi-avril à novembre. Les mois de juillet et août sont les mois les plus chauds avec une température de 27°C et le mois de janvier est le mois le plus froid avec une température de 11°C.
30 60 T moy (°C) 25 50 P (mm)
20 40
15 30 P (mm)
T T moy (°C) 10 20
5 10 SBA
0 0
fev
juil
jan
oct
nov
juin
mai dec
avril
aout sept mars
40 80 T moy (°C) 35 70 P (mm) 30 60
25 50 20 40
15 30 P (mm) T T moy (°C) 10 20 5 10 Barrage Cheurfa
0 0
fev
juil
jan
oct
nov
juin
mai dec
avril sept
août mars
Figure 27 Diagrammes ombrothermiques respectifs des stations de Sidi Bel Abbès (1990-2005) et du barrage de Cheurfa (1990-1998).
. Géomorphologie, érosion et végétation Le bassin de la Mekerra, localisé dans le Tell oranais, comporte une diversité d’ensembles naturels. On distingue des zones montagneuses, déboisées et fortement érodées avec des sols lessivés, des terrains friables (argiles-marnes), des pentes fortes et accidentés ainsi qu’une couverture végétale minime (Beni Chougrane-Tessala). La configuration géologique et géomorphologique de cette zone et le nombre des périodes de sécheresse justifie la rareté des ressources en eaux superficielles ou souterraines. La plaine de Sidi Bel Abbès qui est constituée dans son ensemble par des formations alluvionnaires du Quartenaire à texture argilo-marneuse, correspond à la partie principale du bassin hydrographique de la Mekerra. Au delà des monts de Dhaya se trouvent, les zones steppiques caractérisées par un niveau bioclimatique semi-aride. Elles sont caractérisées par un relief plat et une couverture végétale représentée par de l’alfa qui couvre 43 % de l’occupation générale des terres de la zone (ABH, 1999). Les badlands (stade extrême de l’érosion) sont localisés d’une part dans les monts des Beni Chougrane où l’érosion apparente touche les 2/3 des terrains, soit 1.800 ha situés principalement dans la partie orientale de la plaine de Sidi Bel Abbès (Belarbi, Mostefa Ben Brahim, Sfisef), d’autre part, dans la partie occidentale de la plaine (Aïn Trid, Aïn El Berd, Makedra, Tessala), 90 % des terrains sont touchés par l’érosion, soit 1.500 ha. Sur le reste du bassin, les terrains sont affectés d’une érosion apparente faible ou moyenne sur des sols ne connaissant pas de problèmes majeurs de stabilité (ABH, 1999). Dans les secteurs montagneux du bassin versant de la moyenne Mekerra, la végétation est caractérisée par la présence de pins d’Alep (forêt de Louza, de Belarbi, de Tenira). Plus au sud, à la forêt de Kounteidat (près de Sidi Ali Benyoub) et de Tassa, les thuyas se mélangent en minorité aux pins d’Alep. Dans la région de Djebel Kerroucha, existe le chêne vert (in Lebid, 2001). Dans la plaine de Sidi Bel Abbès, les jachères et les terres de production céréalière (fourrage) couvrent les 2/3 de la superficie. Quant à la vigne, elle occupe le tiers restant. Quelques plantations d’olivier et d’arbres fruitiers sont réparties dans toute la plaine. La figure 28 représente la couverture végétale du bassin versant de la moyenne Mekerra. La superficie actuelle de la couverture forestière est de 104.060,8 ha.
4. Hydrographie Le bassin de l’Oued Mekerra-Mebtouh est constitué de quatre sous bassins : Mekerra amont, Mekrra moyen, Mekerra Sarno et Mebtouh (Fig.29; ABH, 2003). Le bassin de la Mekerra présente un chevelu hydrographique caractéristique des zones semi-arides, constitués d’oueds dont les débits en période d’étiage sont nuls. Le réseau des principaux affluents totalise une longueur de 160 km (Tabl.3; ABH, 2003). L’Oued Mekerra représente le principal cours d’eau. Il entaille la plaine de Sidi Bel Abbès dans une direction SSE-NNW. Il prend sa source au niveau de la daïra de Ras El Ma et se déverse au niveau du barrage de Cheurfa à une cote de 229 m (ABH, 1999). Avec une partie des ses affluents, il draine les eaux des Djebels Teniet El Baroud (1332 m), Djouazène (1356 m) et Djebel Chegga (1361 m) (in Lebid, 2001). Cet oued menace un certain nombre de communes, principalement les communes de Sidi Bel Abbés, Sidi Lahcen, Sidi Khaled, Lamtar et Boukhanefis. Les crues dans ce bassin sont importantes et fréquentes, telle que celle de 1994 qui avait atteint 500 m3/s, alors que le profil de l’oued au niveau de la ville de Sidi Bel Abbés ne peut faire transiter qu’un débit maximal de 50 m3/s (ABH, 1999).
5. Géologie La géologie est abordée à travers le cadre géologique de la plaine de Sidi Bel Abbés. La plaine est une cuvette à reliefs de bordures très diversifiées. Elle présente l’aspect d’une dépression remblayée par des formations Quaternaires et Plio- quaternaires. Elle est limitée au nord et à l’est par des terrains post crétacé, au sud par des terrains jurassique et crétacé (in Baahmed, 2005).
Bordure Nord : Les Monts de Tessala constituent la bordure septentrionale de la plaine. C’est une chaîne de reliefs, allongés en direction SW-NE, très plissés à ossature crétacée et à recouvrement Tertiaire très épais, dont les terrains ont été transportés par charriage.
Tableau 3 : Caractéristiques du réseau hydrographique du bassin de la Mekerra (ABH, 1998).
Sous S/Sous Affluents Altitudes Longueur bassins bassins Rive gauche Rive droite Cote Cote des amont aval affluents (km) 01 O. Ras El 1210 1098 20,50 1101 Ouidan Mekerra 02 O. Faret 1170 1098 12,50 Amont Ez-Ziet 03 O. Tafza 1160 1082 6 29,50 km 04 O. Es Sekrara 1123 1055 6,50 05 O. Ferrer 1073 1035 5,50 06 O. El 1250 1030 8,50 Messameche 07 O. El Ksob 1300 947 6 1102 08 O. Oum El 890 819 4,50 Mekerra Djebbour Moyen 09 O. Slissen 920 810 6 10 O. Mkilta 920 770 10 32 km 11 O. Chaabet 820 710 4,50 Guelmen 1103 12 O. Chaabet 740 610 3,50 Mekerra Bechir Sarno 13 O. Tissaf 550 515 11,50
65 km 14 O. Sarno 480 419 6 15 O. Malah 600 405 8,50 1104 16 O. Chaabet 380 355 4,50 Mebtouh Zelifa 17 O. Imbert 600 350 7,50 35,25 km 18 O. Aïn 500 220 10 Inadden 19 O. Afferd 485 210 7
Bordure Ouest : La bordure ouest constitue la limite topographique entre les deux bassins, de l’Isser à l’ouest et de la Mekerra à l’est. Elle a l’aspect de collines encroûtées formées de matériaux plio-quaternaire subhorizontaux.
Bordure Est : La bordure Est correspond à la topographie élevée des terrains Plio- Quaternaire et Pliocène. La bordure sud-est de la plaine est caractérisée par une puissante formation continentale du Pliocène où apparaît vers le sud, le Miocène. Au sud du village Caïd Belarbi, le Crétacé inférieur (calcaire de l’Aptien) affleure à la faveur d’un horst.
Centre de la plaine : Le centre de la plaine présente une vaste cuvette à substratum argilo-marneux imperméable du Miocène ou du Pliocène inférieur, et comblée de sédiments détritiques provenant de la désagrégation des reliefs environnants (in Baahmed, 2005).
Lithostratigraphie
La succession stratigraphique telle qu’elle se présente en affleurements et en sondages dans la plaine de Sidi Bel Abbès s’établit comme suit, de bas en haut (Tabl.4 ; in Baahmed, 2005) :
a- LE TRIAS : Il est composé d’argiles et de marnes bariolées multicolores associées à du gypse, des dolomies bréchiques, des cargneules, des ophites et des gabbros, qui forment principalement l’accident diapirique près d’Aïn Tellout.
b- LE JURASSIQUE : L’Oxfordien : Il affleure au sud-ouest de la plaine sous forme de grès à passées argileuses alternant avec quelques niveaux dolomitiques ou calcaires. Le Kimmeridgien inférieur et moyen : Cette formation appelée dolomies de Tlemcen est constituée par un ensemble de dolomies cristallines bien karstifiées et fissurées à intercalations calcaires et marneuses, affleurant au sud-ouest de la plaine sur une épaisseur d’environ 500 m. Elle forme le massif de Sidi Ali Benyoub. Le Portlandien : C’est un membre marno-calcaires de la formation calcaire de Remaïlia d’une épaisseur de 200 mètres. Il est constitué de bas en haut par des grès blancs, des marnes verdâtres, des calcaires argileux et graveleux. Il affleure largement entre Sidi Ali Benyoub et Aïn Tellout. Le Kimméridgien supérieur : C’est le membre calcaréo-dolomitique de la formation des calcaires de Remaïlia. Ce membre est constitué dans son ensemble par une alternance de marnes gris verts et calcaires variés, souvent gréseux, en bancs massifs près de la base.
c- LE CRETACE : Le Berriasien-Valenginien : Cet ensemble monotone de 120 m de marnes vertes et jaunes et de calcaires graveleux affleure également au sud. Il appartient à la formation calcaire de Remaïlia. On le rencontre également au sud-est et sud-ouest de la plaine, épais de 110 m à 140 m. L’Hauterivien : C’est un membre des calcaires de Remaïlia. Il affleure au sud- est du bassin versant sous forme d’une épaisse formation de 150 m de calcaire graveleux et gréseux, de grès avec à la base, un ensemble marneux à bancs calcaires. Le Barrémien : Cette formation de grès roux, d’argiles gréseuses et de calcaires graveleux affleure légèrement au sud de la forêt de Belarbi. L’Aptien : Au sud de Belarbi, il apparaît à la faveur d’un horst. Il est constitué de calcaires microcristallins ou à rognons gris-bleus appelés calcaires de Zygine. Cette formation a une épaisseur d’environ 150 mètres. Le Crétacé moyen supérieur : Cette formation allochtone affleure au nord- ouest du bassin versant sous forme de marnes salifères comprenant quelques bancs de calcaires.
d- LE TERTIAIRE : L’Eocène : Il appartient aux nappes de charriage et affleure essentiellement à l’ouest de Sidi Ali Boussidi et dans le Djebel de Tignemar. Il est constitué par un calcaire gris-bleu. L’Oligo-Miocène : Il constitue l’essentiel des nappes du Tessala formant les reliefs nord du bassin versant. Il est composé de marnes grises avec quelques bancs de conglomérats à la base et de minces plaquettes de grès dans la partie supérieure. Le Miocène moyen marin : Il forme le substratum de la plaine alluviale, affleurant principalement le long de l’Oued Isser : argiles et marnes grises ou bleuâtres très fines comprenant des bancs de grès intercalés. Leur épaisseur peut dépasser les 500 mètres. Cette formation apparaît entre 25 et 50 mètres de profondeur sous la plaine. Le Miocène supérieur : Le Miocène supérieur marin affleure au nord-est de la plaine, dans la forêt de Louza. Il est constitué de grès, de marnes à quelques gypses. Le Miocène supérieur continental forme le Djebel Tenira et les Djebel au sud de Caïd Belarbi. Ce sont des dépôts d’environ 300 mètres de marnes grises à bancs de grès et à lentilles de galets plus ou moins cimentés. Le Pliocène : Il est constitué de grès et sables fins alternant avec des limons rouges. L’ensemble repose sur des conglomérats à la base. On note également la présence de petits bancs de calcaires lacustres.
e- LE PLIO-QUATERNAIRE : Le Plio-Quaternaire est un remplissage très hétérogène de graviers et galets formant des lentilles plus ou moins cimentées (conglomérats) et inégalement réparties sous la couverture de marnes rouges. Trois formations peuvent être attribuées au Plio- Quaternaire : - Les conglomérats des Hauts-Plateaux, ferrugineux à ciment dolomitique ou calcaire et à éléments hétérométriques contenant quelques lentilles gréseuses, localisées au sud de la plaine et dans la vallée alluviale de Sidi Ali Benyoub.
- Les conglomérats des chenaux aquifères formés de galets hétérométriques, le plus souvent reliés par un ciment argilo-carbonaté. Ils occupent les anciennes vallées des Oueds Mekerra et Lamtar. Le complexe argilo-gréseux, déposé principalement au sud et à l’est de la plaine, est constitué d’argiles sableuses.
- Les dépôts alluvionnaires des Plateaux, affleurant principalement dans la partie sud-ouest de la plaine, dépôts caillouteux et limoneux, parfois gréso-sableux avec intercalations de lentilles et même de bancs de poudingues à gros éléments.
f- LE QUATERNAIRE : Le Quaternaire est représenté par les terrains suivants : - Limons, argiles sableuses (argiles en faille d’une épaisseur allant jusqu’à 10 m) dans le centre et la partie nord de la plaine ; - Alluvions et conglomérats des terrasses en bordures des Oueds ; - Croûte calcaire principalement en bordures des massifs calcaires ; - Travertins près de Ouled Mimoun ; - Alluvions plus ou moins cimentés et conglomérats des chenaux principalement déposés près de Sidi Bel Abbès.
6. Hydrogéologie Le bassin de la Mekerra renferme quelques unités hydrogéologiques telles que l’unité de Guetarnia, la plaine de Moulay Slissen, Djebel Marhoum et autres (tabl.5). La nappe de la plaine de Sidi Bel Abbès constitue une formation importante dans le bassin (ABH, 1999). Elle se superpose à l’extrémité du bassin avec les calcaires des Monts de Tlemcen, toutefois dans un espace réduit (Fig.30).
Plaine de Sidi Bel Abbés (in Baahmed, 2005)
a) Limites et extension : La plaine de Sidi Bel Abbés est une cuvette couvrant une superficie de 480 km², limitée au nord par les Monts de Tessala, au sud par les Monts de Tlemcen-Saïda, à l’ouest par la vallée de l’Oued Isser et à l’est par les Monts des Beni Chougrane.
b) Formations perméables : Les principaux horizons aquifères renferment les nappes suivantes:
. Nappe du Plio-Quaternaire de la plaine alluviale: Elle couvre une superficie de 476 km² constituée d’alluvions Plio-Quaternaire remplissant la grande vallée alluviale de Sidi Bel Abbés. Des chenaux aquifères constitués par des alluvions et conglomérats sont le siége d’un écoulement privilégié des eaux souterraines. L’ensemble de ces écoulements forme une nappe libre.
Tableau 4 : Stratigraphie de la plaine de Sidi Bel Abbès (in Baahmed, 2005).
Stratigraphie Epaisseur Description lithologique (m) Age Système Sous-système Limons, argiles sableuses, QUATERNAIRE - - - alluvions, conglomérats, croûtes calcaires, travertins PLIO Dépôts caillouteux à intercalations - - ≈ 50 QUATERNAIRE de conglomérats Conglomérats, grés sableux à
teneurs en argiles variables Pliocène ≈ 25 alternant avec des limons rouges et des conglomérats
Terminal Couches à tripoli, marnes à gypse
MIOCENE ≈ 500 Formation marneuse à ène
Mioc Sup intercalation en argile marneuse TERTIAIRE Formation marneuse ; parfois
gypseuse, jaune et verte avec des Oligocène - bancs métriques de grés à grains fins et à ciment calcaire
Calcaire dur massif bien lité, percé
ALEOGENE Moy de lapiez de couleur gris-bleu
P - parfois jaunâtres, pétri de fossiles Eocène Inf Calcaire dur massif Formation de marnes salifères Crétacé Sup et comprenant quelques bancs de - Moy calcaires sombres et calcaires
gréseux Aptien ≈ 160 Calcaires microcristallins Barrémien ≈ 700 Calcaires gréseux Ensemble marneux calcaires Hauterivien ≈ 170
CRETACE gréseux Alternances de marnes gris vert et Valenginien- ≈ 140 calcaires variées, souvent gréseux Berriasien SECONDAIRE en bancs massifs Dolomies cristallines karstifiées et fissurées à intercalations calcaires Portlandien ≈ 250 et marnes, calcaires argileux et JURASSIQUE graveleux Alternances de marnes gris vert et Kimmeridgien - calcaires variés souvent gréseux Marne bigarrée gypseuse, argiles, dolomies bréchiques, des TRIAS Sup, Moy, Inf - cargneules, des ophites et des gabbros
Tableau 5 : Unités hydrogéologiques dans le bassin de la Mekerra (ABH, 1998). N° du bassin Unité hydrogéologique Superficie Ressources disponibles versant (Km2) (Hm3) 1101 Dj. Marhoum 60 0,3 Monts de Tlemcen 100 0,6 O. Mekerra amont autres 768 3,3 S. Total 928 4,2 1102 Monts de Tlemcen 256 1,4 Plaine de Sidi Bel Abbès 40 0,3 O. Mekerra Plaine de Slissen 44,36 0,4 moyen autres 515,64 2,5 S.Total 856 4,6 1103 Plaine de Sidi Bel Abbès 436 4,9 Monts de Tlemcen 96 0,9 O. Mekerra Arbal 24 0,6 Sarno Boumier 16 0,4 autres 1020 7,4 S.Total 1592 14,2 1104 Dj. Sokeif 8 0,2 Guetarnia 32 0,9 O. Mebtouh Plaine Habra 16 0,2 Boumier 92 2,4 autres 232 1,8 S.Total 452 5,5 Total 3756 28,5
L’alimentation de la nappe est assurée par la pluie directement ou indirectement par l’infiltration d’une partie de débit des sources jaillissant des formations encaissantes ou de celui des oueds, en particulier l’Oued Tissaf. L’eau est a une profondeur moyenne de 20 m, avec un minimum de 10 m le long des oueds et un maximum de 30 m sous les reliefs de la plaine.
. Nappe des calcaires et dolomies des monts de Sidi Ali Benyoub : Ce sont des calcaires et dolomies du Jurassique-Crétacé, bien fissurés et karstifiés dont les zones de forte perméabilité sont liées aux failles. Cette nappe communique avec la nappe phréatique.
. Nappe des calcaires Eocène de Sidi Ali Boussidi: Elle est alimentée par l’infiltration de la pluie et drainée par des sources telles que Aïn El Hadjar et Aïn Meddah. En dépit d’une bonne transmissivité de l’ordre de 10-3 m²/s, les calcaires ne constituent pas une ressource importante car leur impluvium est réduit.
. Nappe des grés pliocènes de la forêt de Tenira: Ces grés, alimentés par l’infiltration de la pluie au travers de leur surface, ont des caractéristiques hydrauliques médiocres.
c) Ressources : L’étude hydrogéologique montre l’importance de la nappe phréatique dans la région et fournit un bilan hydrique dont les résultats permettent de situer les ressources de la plaine comme suit :
Ressources totales comprises entre 61 et 77 Hm3/an,
Ressources exploitables comprises entre 30 et 45 Hm3/an.
Une étude hydrogéologique par modèle mathématique du système aquifère de Sidi Bel Abbés estime les ressources potentielles à 44 Hm3/an (in Baahmed, 2005).
7. Classification des vocations culturales des sols En 1979, le bureau national d’études pour le développement rural (BNEDER) a établi une étude de classification basée sur différents facteurs de natures diverses (climatique, topographique, physique, etc.). Cette étude a permis de classer les différents types de sols de la région en 4 classes. On distingue : La classe n°1 : Ce sont des sols profonds à un fort taux de matières organiques adaptés à tous type de culture. La classe n°2 : Ce sont des sols de profondeur moyenne adaptés à une arboriculture fruitière. La classe n°3 qui est caractérisée par une aptitude agricole moyenne qui convient à la céréaliculture, aux légumes secs et aux vignes sur les terres à faibles pentes, et à l’arboriculture rustique sur les terres à fortes et moyennes pentes. La classe n°4 est caractérisée par des terres à potentialités agricoles faibles à nulles, non irriguées et érodées. Ces sols sont valables pour le reboisement (ABH, 1999). Dans le bassin versant de la moyenne Mekerra, existent différents types de sols (Fig.31).
8. Activités Anthropiques 8.1 Ressources en eau dans le bassin 8.1.1 Usages domestiques Trois wilayas (Sidi Bel Abbés, Tlemcen et Mascara) se partage l’eau du bassin de la Mekerra. Pour la wilaya de Sidi Bel Abbés, pour une population de 482.476 hab., les besoins en eau sont de 48.850 m3/j et le volume d’eau produit est de 35.280 m3/j. Pour la wilaya de Tlemcen, pour une population de 20.411 hab., les besoins en eau sont de 1.800 m3/j et le volume d’eau produit est de 1.385 m3/j. Pour la wilaya de Mascara, pour une population de 16.942 hab., les besoins en eau sont de 1.580 m3/j et le volume d’eau produit est de 446 m3/j. Pour un total de la population du bassin de 519.829 hab., les besoins en eau sont de 52.230 m3/j et le volume d’eau produit est de 37.111 m3/j (ABH, 1999).
8.1.2 Usages agricoles Un seul périmètre (plaine de Sidi Bel Abbés) est recensé d’une superficie de 3.312 Ha. Les besoins en eau sont de 8.000 m3/ha/an, cependant l’eau fournie est de 2.500 m3/ha/an (ABH, 1999).
8.1.3 Usages industriels L’activité industrielle principale se situe au niveau de la zone d’activité de Sidi Bel Abbés, représentée par 3 grandes unités (ENIE: Electroménagers - GIPLAIT: produits laitiers - CMA : machines agricoles) qui ont un besoin en eau de 1000 m3/an (ABH, 1999).
8.2 Pollution dans le bassin 8.2.1 Réseau d’assainissement Les oueds reçoivent des quantités importantes d’eaux usées, malgré la présence de nombreuses stations d’épuration d’eaux usées urbaines et industrielles. Un grand nombre de canalisations ne sont pas raccordées aux stations d’épuration du bassin qui restent par ailleurs rarement fonctionnelles. Ceci est à l’origine des mauvaises odeurs et des maladies à transmission hydrique ainsi qu’à la pollution des nappes souterraines et essentiellement la nappe phréatique de Sidi Bel Abbés, qui est à une profondeur de 10 m seulement de la surface en relation avec l’Oued Mekerra (ABH, 1999). Le taux de raccordement dans le bassin est de 92 %. Le volume globale des eaux usées est de 26.512 m3/j, destiné et réparti comme suit: 10.215 m3/j vont dans les oueds, soit 38,5 % par rapport au volume total, 831 m3/j sont utilisé dans l’épandage, soit 3,13 %, 1.106 m3/j vont dans les dépressions, soit 4,17 % et 14.360 m3/j sont envoyés dans la station d’épuration de la ville de Sidi Bel Abbès (STEP) (ABH, 1999). La ville de Sidi Bel Abbés est dotée d’un réseau d’assainissement avec un taux de raccordement de 90 %, cependant des insuffisances ont été notées dans le domaine de la gestion, de l’épuration des eaux usées et en matière d’approvisionnement en eau (ABH, 1999). Le volume des eaux usées rejetées dans les oueds et qui rejoignent le barrage de Cheurfa et provenant de l’agglomération de Sidi Bel Abbès est estimé à 8.000 m3/an (ABH, 1998).
8.2.2 Pollution d’origine agricole Une quantité élevée en engrais chimiques et en produits phytosanitaires est utilisée en agriculture. Lorsque ces produits sont en excès, ils ne sont pas assimilés par les végétaux. Suite, au lessivage, ils provoquent une pollution des nappes et des oueds (ABH, 1999).
8.2.3 Pollution d’origine industrielle Les ressources superficielles ou souterraines sont contaminées de manière significative par les effluents industriels dont le volume est évalué à 1.542 m3/j (ABH, 1999). Le tableau 6 présente les teneurs en métaux lourds des eaux résiduaires des principales unités industrielles de la région (unités ENIE et CMA).
8.2.4 Déchets solides Il s’agit de déchets domestiques urbains, principalement les ordures ménagères, les déchets hospitaliers et les déchets agricoles et industriels. Au niveau des décharges publiques ces déchets sont traités par incinération à l’air libre (tabl.7). L’ensemble des pollutions décrites affectent d’une façon direct ou indirecte les eaux de surface et les eaux souterraines du bassin et peuvent ainsi affecter la qualité des eaux de la retenue du barrage de Cheurfa.
9. Principales infrastructures hydrauliques de la région Le bassin de la Mekerra est doté de deux ouvrages de mobilisation. Le barrage de Sarno, d’une capacité initiale de 22 Hm3, est destiné à l’irrigation et une partie à l’alimentation en eau potable de la ville de Sidi Bel Abbès. Le barrage de Cheurfa est d’une capacité de 81 Hm3. Il est destiné à l’irrigation du périmètre de Sig (ABH, 1999). L’alimentation en eau potable des agglomérations du bassin se fait essentiellement à partir des ressources souterraines locales (sources, forages, puits). Le bassin est doté de cinq stations d’épurations (STEP) totalisant une capacité d’épuration de 283.000 eq/hab. En 1998 quatre étaient à l’arrêt. La station qui était fonctionnelle était celle de la ville de Sidi Bel Abbès. Sa capacité théorique est de 220.000 eq/hab (ABH, 1999).
Tableau 6: Désignation des agents polluants des grandes industries (ABH, 1999)
Unité Désignation des polluants Substances Teneurs (mg/l) Cyanures 0,005 Chrome exhalent 0,04 Zinc 0,35 ENIE Fluorures 1,3 (Electroménagers) Nickel 0,1 Cuivre 0,8 Fer 0,1 Cyanures 0,17 CMA Nitrates 0,2 (Machines agricoles) Chrome exhalent 0,04
Tableau 7 : Déchets solides urbains (ABH, 1999) Types de déchets Quantité Milieu récepteur Technique de traitement
Domestiques 267,8 T/j Décharge publique Incinération Agricoles (Aviculture) 1,68 T/j Décharge publique Incinération Hospitaliers 0,66 T/j Décharge publique Incinération
Conclusion Se situant dans un bassin versant, à climat semi-aride connaissant des précipitations irrégulières et importantes, n’échappant pas à l’érosion, et présentant une hydrographie caractéristique des zones semi-arides, l’Oued Mekerra est sujet à des crues qui surviennent surtout en saison d’automne. Il est également affecter de diverses sources de la pollution. Etant donné le mauvais état du réseau d’assainissement, des quantités importantes d’eaux usées sont rejetées dans l’Oued Mekerra-Mebtouh et finissent par parvenir au barrage de Cheurfa 8.000 m3/an (ABH, 1998). D’autres sources de pollution sont mises en cause, telles que la pollution d’origine agricole (déchets agricoles dus à l’aviculture : 1,68 T/j) et industrielle (rejets d’effluents industriels évalués à 1.542 m3/j) (ABH, 1999). La principale activité industrielle dans le bassin de la Mekerra se situe au niveau de Sidi Bel Abbès, caractérisée par la présence de trois grandes unités (ENIE (électroménagers), GIPLAIT (produits laitiers) et CMA (machines agricoles)) qui peuvent rejeter des métaux lourds tels que le chrome (0,04 mg/l), le nickel (0,1 mg/l) et d’autres polluants tels que les cyanures (0,17 mg/l), les nitrates (0,2 mg/l), etc. En plus de la sensibilité physique de ce bassin, l’activité anthropique pouvant être à l’origine de la pollution menace également les ressources souterraines telles que la nappe de Sidi Bel Abbès qui reste en connexion avec les eaux de surface.
CHAPITRE 2 : MATERIELS ET METHODES
1. Mode de prélèvement et conservation des échantillons (Rodier, 1996) L’eau doit être prélevée dans des bouteilles particulièrement propres et rincées plusieurs fois avec l’eau à examiner (eau du barrage). Le prélèvement a été effectué trois fois au milieu du mois, de janvier à mai 2005, la matinée (10h 00) à 2 m du bord du barrage et à 30 cm de profondeur dans des bouteilles de 1,5l. La mesure du pH et de la température s’est effectuée sur place à différents points (le résultat est une moyenne arithmétique), à l’aide d’un pH-mètre portatif et d’un thermomètre graduée de 0 à 100°C (±1°C). L’échantillon doit être maintenu à une température inférieure à celle du remplissage. Il doit être conservé à une température de 4°C dans une glacière au cours du transport au laboratoire et à une période relativement courte avant son analyse.
2. Méthodes de dosage 2.1 Matières minérales (M.M) Dosage des chlorures (Cl-) (Méthode de Mohr, NFT 90-014, 1952) Les teneurs en chlorures dans les eaux sont extrêmement variées et liées à la nature des terrains traversés. Généralement, la teneur en chlorures dans les eaux naturelles est inférieure à 50 ppm. Cependant, elle peut varier à cause d’un lessivage des sols, en cas de fortes pluies, de pollutions liées à des rejets d’eaux usées (industries chimiques, etc.), et d’infiltrations d’eau de mer dans les nappes en zone côtière.
Principe : Les ions Cl- sont dosés en milieu neutre par précipitation avec une solution titrée de nitrate d’argent en présence de chromate de potassium comme indicateur. La fin du dosage est indiquée par l’apparition d’une teinte rouge due à la formation d’un précipité de chromate d’argent.
Réactifs : Acide nitrique pur. Carbonate de calcium solide pur. Solution de chromate de potassium à 10 %. Solution de nitrate d’argent à 0,1N.
Mode opératoire : Dans un erlenmeyer de 250 ml, on introduit 100 ml d’eau à analyser ; on ajoute de petites quantités d’acide nitrique ou de carbonate de calcium pour rendre le milieu neutre puis on ajoute 2 à 3 gouttes de chromate de potassium. On remplit la burette avec la solution titrée de nitrate d’argent, et on verse goutte à goutte dans l’erlen en agitant constamment jusqu’à apparition d’une teinte rougeâtre de précipité qui doit persister quelques secondes. Soit V le nombre de ml de nitrate d’argent nécessaire au titrage, et V’ le volume de la prise d’essai.
Expression des résultats : 1000×MCl Teneur en chlorures (mg de Cl par litre d’eau) = VAgNO3 × NAgNO3 V’
VAgNO3 × NAgNO3 × 1000 × MNaCl Teneur en chlorure de sodium (mg de NaCl par litre d’eau) = V’
Dosage du calcium et du magnésium (titre hydrométrique (T.H), Rodier, 1996) La dureté ou titre hydrométrique d’une eau correspond à la somme des concentrations des cations métalliques à l’exception de ceux des métaux alcalins et de l’ion hydrogène. Dans la plupart des cas la dureté est surtout due aux ions de calcium et de magnésium auxquels s’ajoutent quelquefois les ions fer, aluminium, manganèse et strontium.
Principe : Les ions des éléments alcalino-terreux présents dans l’eau forment un complexe du type chélate avec le sel de l’acide éthylène diamine tétracétique (EDTA). La disparition des dernières traces d’éléments libres à doser est décelée par le virage de l’indicateur spécifique (NET). En milieu convenablement tamponné pour empêcher la précipitation du magnésium, la méthode permet de doser la somme des ions calcium et magnésium.
Réactifs : Solution titrée de l’EDTA à 0,02 N. Solution tampon à pH compris entre 10 et 11. Indicateur noir d’Eriochrome T (NET).
Mode opératoire : On prélève un volume V (ml) d’eau à analyser à l’aide d’une pipette de 50 ml et on les introduit dans un erlenmeyer de 500 ml. On chauffe cet échantillon à une température de 60°C environ. On ajoute 5 ml de solution tampon et quelque mg de l’indicateur NET. On rempli la burette avec la solution de l’EDTA à 0,02 N et on titre jusqu’au virage du rouge violacé au bleu (soit V le volume en ml de l’EDTA versé).
Expression des résultats :
T.H = (VEDTA × NEDTA × 1000) / (Volume de la prise d’essai)
Dosage des sulfates (Méthode spectrophotométrique, Rodier, 1996) Les eaux naturelles contiennent pratiquement toujours des sulfates en proportions très variables. Leur présence résulte de la légère solubilité de sulfate de calcium des roches gypseuses et de l’oxydation des sulfures répandus dans les roches. Les eaux traitées au sulfate d’aluminium sont, par là même, enrichies en sulfates. On peut vérifier les quantités de sulfates ajoutées lors du traitement en mesurant la teneur en sulfates avant et après traitement. Enfin les eaux usées contiennent souvent des sulfates divers ainsi que l’acide sulfurique.
Principe : Les sulfates sont dosés par colorimétrie, en présence du chlorure de baryum, du bichromate de potassium, de l’ammoniaque et de l’acide perchlorique, qui développent une coloration jaune.
Réactifs : Sulfate de sodium. Chlorure de baryum. Acide chlorhydrique. Bichromate de potassium. Ammoniaque. Acide perchlorique.
Etablissement de la courbe d’étalonnage : Dans une série de béchers de 100 ml numérotées, on introduit successivement : Numéro de bécher T 1 2 3 4 Eau distillée en (ml) 50 40 30 20 10
Na2SO4 à 0,335 ppm en (ml) 0 10 20 30 40
Solution de BaCl2 en (ml) 10 10 10 10 10 2- Correspondance en SO4 en (ppm) 0 0,07 0,13 0,20 0,27
On agite pendant 15 minutes et on laisse reposer 15 minutes puis on ajoute successivement : Numéro de bécher T 1 2 3 4
Solution de K2Cr2O7 en (ml) 10 10 10 10 10
Solution de NH3 en (ml) 10 10 10 10 10
On agite pendant 15 minutes et on laisse reposer 25 minutes ; on filtre, puis on récupère 10 ml du filtrat de chaque bécher dans des fioles numérotées et on ajoute 10
ml de la solution d’acide perchlorique HClO4. Enfin, on effectue la lecture des absorbances à la longueur d’onde λ = 420 nm ; on trace la courbe d’étalonnage Abs = f(concentration). Les mêmes opérations seront effectuées sur 50 ml d’eau à analyser ; puis on porte son absorbance sur la courbe d’étalonnage et on en déduit sa teneur en sulfates en ppm.
2.2 Matières organiques et oxydables (M.O.OX) Détermination de la demande chimique en oxygène (Méthode de bichromate de potassium, Rodier, 1996) Principe et intérêt : La demande chimique en oxygène (DCO) est une mesure de toutes les matières organiques (ou presque) contenues dans les eaux naturelles ou usées qu’elles soient biodégradables ou non. L’oxydation est effectuée dans des conditions énergiques (148°C), par voie chimique. Elle se fait sous l’action d’un oxydant puissant (le
bichromate de potassium), en milieu acide fort (H2SO4) et en présence d’un catalyseur et sous reflux pendant 2 heures. Dans ces conditions la plupart des
matières organiques sont oxydées en CO2 et H2O à 90 ou 100 %, sauf les hydrocarbures aliphatiques stables, les hydrocarbures aromatiques et la pyridine qui résistent à cette oxydation tout comme l’acide acétique, bien que ce dernier soit biodégradable. La DCO constitue donc un paramètre important : c’est un test rapide, très utile pour la surveillance des eaux usées et rejets industriels (surtout ceux à caractère toxique qui se prêtent mal aux mesures de DBO).
Réactifs : Solution de bichromate de potassium à 0,1 N. Solution étalon de biphtalate de potassium ou d’acide benzoïque dont les DCO sont connues pour certaines concentrations.
Solution de digestion (Ag2SO4 dans H2SO4). Solution de sulfate de mercure ou sulfate de mercure cristallisé. Solution de sulfate ferreux ammoniacal 0,1 N. Solution de ferroïne (indicateur coloré). Acide sulfurique concentré.
Détermination du titre de sulfate ferreux ammoniacal (S.F.A.) :
Dans un erlen meyer de 250 ml, on introduit 10 ml de la solution de K2Cr2O7 à 0,1 N et 90 ml d’eau distillée puis on ajoute goutte à goutte 30 ml d’acide sulfurique concentré tout en refroidissant, puis quelques gouttes de l’indicateur (ferroïne) et on titre par la solution de sulfate ferreux ammoniacal (NH4)2Fe(SO4)2 à 0,1 N contenue dans la burette. On observe, le changement de couleur qui correspond au point d’équivalence (virage du bleu vert au rouge brun) et on note alors le volume de sulfate ferreux ammoniacal.
V K2Cr2O7 N K2Cr2O7 NS.F.A. = . VS.F.A.
Oxydation : Dans des tubes en pyrex on introduit 3 ml d’échantillon, 2 ml de la solution de sulfate de mercure mélangé à la solution de bichromate de potassium et 4 ml de la solution d’acide sulfurique avec le sulfate d’argent. On bouche hermétiquement et on mélange en retournant plusieurs fois les tubes. On place ces derniers ainsi qu’un témoin préparé avec de l’eau distillée fraîchement préparée dans le thermoréacteur régler auparavant à 148°C. Au bout de 2 heures de reflux, on refroidie, on mélange et on laisse sédimenter les solides en suspension. On dilue deux fois chaque échantillon par l’eau distillée et on ajoute 3 à 4 gouttes de ferroïne et on titre par le sulfate ferreux ammoniacal. On observe le changement de couleur. Le point d’équivalence correspond au virage du bleu vert au brun. On note le volume de sulfate ferreux ammoniacal.
(a-b) NS.F.A 8000 DCO = . . V
a : volume en ml de sulfate ferreux ammoniacal utilisés pour le dosage du témoin (eau distillée). b : volume en ml de sulfate ferreux ammoniacal utilisés pour le dosage des échantillons. V : volume en ml de la prise d’essai. Détermination de la demande biochimique en oxygène (DBO5) par dilution (respiromètrie, Rodier, 1996) L’oxydation des composés biodégradables par les micro-organismes entraîne une consommation de l’oxygène. Le milieu exerce donc une certaine demande biochimique d’oxygène. La mesure de cette DBO permet d’évaluer le contenu d’une eau en matières organiques biodégradables et donc, dans une certaine mesure sa quantité ou son degré de pollution. La dégradation complète des matières organiques peut être relativement longue (plusieurs semaines). D’autre part, l’oxydation des dérivés ammoniacaux et des nitrites (ou nitrification) absorbe également de l’oxygène. Pour ces deux raisons, on mesure la DBO en 5 jours (ou DBO5), c'est-à- dire la quantité d’oxygène consommé pendant 5 jours pour l’oxydation partielle des matières organiques biodégradables sous l’action des micro-organismes.
Mesure de la DBO5 :
La DBO5 représente une quantité d’oxygène consommé. Elle est exprimée en unités de concentration (mg O2/l d’eau). On la détermine en faisant incuber pendant cinq jours et à 20°C un échantillon d’eau conservé à l’abri de l’air et de la lumière.
La DBO5 : quantité d’O2 dissous initial – quantité d’O2 dissous résiduel à la fin de la période d’incubation.
Principe : La détermination de la DBO se base tout d’abord sur la détermination du facteur de dilution. Pour cela on peut se servir de la DCO en sachant que la DBO sera généralement inférieur à la DCO. - Eaux usées domestiques DBO = 80 % de la DCO. - Eaux usées industrielles DBO = 30 % de la DCO.
Réactifs : Sulfate de magnésium. Chlorure de calcium. Chlorure d’aluminium. Chlorure ferrique. Acide chlorhydrique. Dihydrogénophosphate de potassium. Monohydrogénophosphate de sodium.
Mode opératoire : 1ére partie DCO On calcul le facteur de dilution f : f = d d 5 2ème partie On prépare l’eau de dilution qui contient : Solution de phosphates composée de : 1. monohydrogénophosphate de sodium. 2. dihydrogénophosphate de potassium. 3. eau distillée. Chlorure ferrique + eau distillée. Sulfate de magnésium + eau distillée. Chlorure de calcium + eau distillée. Chlorure d’aluminium + eau distillée.
L’eau de dilution doit contenir : - Solution de phosphates……………………………………………5 ml. - Solution de chlorure ferrique……………………………………...1 ml. - Solution de sulfate de magnésium………………………………...1 ml. - Solution de chlorure de calcium………………………………….1 ml. - Solution de chlorure d’ammonium………………………………..1 ml. - Eau distillée q.s.p……………………………………………...1000 ml.
On aère pendant 3 heures à l’aide d’un compresseur, en prenant soin d’éviter toute contamination par des métaux, des matières organique oxydantes ou réductrices. On laisse reposer pendant 12 heures, récipient débouché puis on ajoute 5 ml d’eau d’ensemencement par litre de solution.
3ème partie On détermine l’oxygène dissous le premier jour : a - On ensemence de l’eau de dilution : 5 ml d’eau d’ensemencement par litre d’eau de dilution. 500 b - On calcul la prise d’essai Pe = fd On met cette quantité Pe dans une fiole de 500 ml et on jauge avec l’eau de dilution. c - On prend 2 fioles de 250 ml et on met le contenu de la fiole de 500 ml dans les deux fioles. On met l’une d’entres elles dans l’incubateur à 20°C pendant cinq jours ; en parallèle on dose la quantité d’oxygène dissous du contenu de la seconde fiole. d - On procède aux mêmes étapes pour l’eau de dilution. e - Au bout de cinq jours on sort les deux fioles de l’armoire thermostatique et on dose l’oxygène dissous (eau de dilution et échantillon).
Expression des résultats :
DBO5 = fd(t0 – t5) – (fd – 1)(d0 – d5)
fd : facteur de dilution. er t0 : teneur en oxygène (en ppm) de l’échantillon au 1 jour. ème t5 : teneur en oxygène (en ppm) de l’échantillon au 5 jour. er d0 : teneur en oxygène (en ppm) de l’eau de dilution au 1 jour. ème d5 : teneur en oxygène (en ppm) de l’eau de dilution au 5 jour.
2.3 Matières azotées (M.A) - Dosage des nitrites (NO2 ) (Méthode du réactif de Zambeli, NFT 90-013, 1985) Suivant l’origine des eaux, la teneur en nitrites est assez variable. La méthode du - réactif de Zambelli peut être appliquée pour des eaux ayant des teneurs en ion NO2 supérieures 50 ppb (μg/l). Sous l’action des phénomènes biologiques, l’équilibre entre l’ammoniac, les nitrites et les nitrates peut évoluer rapidement. Il convient de procéder au dosage des nitrites le plus tôt possible après prélèvement en le conservant à 4 °C.
Principe : L’acide sulfanilique en milieu chlorhydrique et en présence de l’ion ammonium - et de phénol, forme avec les ions NO2 un complexe coloré en jaune dont l’intensité est proportionnelle à la concentration en nitrites.
Réactifs : Ammoniaque pur (d = 0,925) - Solution étalon mère de NO2 à 0,23 g/l - Solution étalon fille de NO2 à 0,0023 g/l Réactif de Zambeli : - Acide chlorhydrique - Acide sulfanilique - Phénol
Etablissement de la courbe d’étalonnage : Dans une série de fioles jaugées de 50 ml et numérotées, on introduit successivement en agitant après chaque addition : Numéro de fiole T 1 2 3 4 5 Solution étalon fille à 2,3 ppm en ml 0 1 5 10 15 20 Eau distillée en ml 50 49 45 40 35 30 Réactif de Zambeli en ml 2 2 2 2 2 2 On attend 10 mn Ammoniaque pur en ml 2 2 2 2 2 2 - Correspondance en ppm de NO2 0 0,05 0,23 0,46 0,69 092
On effectue les lectures des absorbances à l’aide d’un spectrophotomètre à la longueur λ = 435 nm, et on trace la courbe d’étalonnage Absorbance = f(C).
Mode opératoire : On prélève 50 ml d’eau à analyser, on les met dans une fiole, puis on ajoute 2 ml du réactif de Zambeli. On agite et on laisse reposer pendant 10 mn ; on ajoute ensuite 2 ml d’ammoniaque pur et on effectue la lecture de l’absorbance.
Expression des résultats : Pour une prise d’essai de 50 ml, la courbe d’étalonnage donne directement la - teneur en NO2 exprimée en ppm.
- Dosage des nitrates (NO3 ) par la méthode de Brucine (NFT 90-012, 1975) : - Les nitrates NO3 sont rarement présents dans les eaux distribuées. On en trouve, cependant dans les eaux naturelles puisqu’elles sont le résultat normal de l’oxydation de l’azote organique (nitrification). En concentrations excessives et associées aux phosphates, ils favorisent le phénomène d’eutrophisation.
Principe : Le dosage des nitrates se fait par leur complexation par la brucine.
Réactifs : Solution de brucine à 1 % en acide sulfanilique à 0,1 % (on pèse 1 g de brucine et 0,1 g d’acide sulfanilique, on ajoute 3 ml d’HCl concentré et on ajuste à 100 ml d’eau distillée). Solution d’acide sulfurique 6,6/1. - Solution étalon fille de NO3 à 50 ppm.
Etablissement de la courbe d’étalonnage : Dans une série de fioles de 50 ml on met successivement : Numéro de fiole T 1 2 3 4 - Solution de NO3 à 50 ppm en (ml) 0 2 4 8 10 Eau distillée en (ml) 10 8 6 2 0
Solution d’H2SO4 6,6/1 en (ml) 20 20 20 20 20 Solution de brucine en (ml) 1 1 1 1 1
Concentration en ppm 0 2 4 8 10
On ajuste à 50 ml et on lit l’absorbance à la longueur d’onde = 400 nm.
Mode opératoire : On prend 10 ml de l’eau à analyser puis on ajoute successivement 20 ml de
H2SO4 6,6/1 et 1 ml de la solution de brucine. On lit son absorbance à la longueur d’onde = 400 nm et on la rapporte sur la courbe d’étalonnage.
Expression des résultats : Pour une prise d’essai de 10 ml, la courbe d’étalonnage donne directement la teneur en azote nitrique en ppm.
+ Dosage de l’azote ammoniacal (NH4 ) par titrimétrie (Rodier, 1996) Les eaux naturelles ou usées contiennent toujours de l’azote ammoniacal, produit normal biodégradable de l’azote organique (protéines, acides aminés, urée, …). Cependant, la teneur en azote ammoniacal dans les eaux naturelles devrait être relativement faible puisque l’ammoniac est oxydé en nitrites et en nitrates. L’azote ammoniacal est dosé par titrage acide-base.
Principe : En milieu alcalin, l’ammoniac est déplacé puis entraîné par la vapeur d’eau. Le dosage est ensuite effectué sur le distillat par titrimétrie.
Distillation préliminaire
Réactifs : Carbonate de sodium à 10 %. Solution d’acide borique à 4 %. Indicateur de Teshiro.
Mode opératoire : Dans un ballon tricol d’un litre, on introduit la prise d’essai contenant l’ammonium (200 ml), et on ajoute 10 ml de la solution de carbonate de sodium à 10 %. Dans un bécher de 250 ml, on introduit 1 ml d’acide borique à 4 %, 3 à 4 gouttes de l’indicateur de Teshiro et 30 à 40 ml d’eau distillée. On poursuit la distillation pendant 35 à 40 minutes, le bout du raccord doit immergé dans le bécher d’au moins 2 mm.
On effectue le dosage sur le distillat à l’aide d’une solution d’acide sulfurique 0,02 N jusqu’à l’apparition d’une teinte rose ou violet clair. On effectue la même chose sur 200 ml d’eau distillée. Soit V (en ml) le nombre de ml d’acide versés pour l’échantillon et V’ (en ml) le nombre de ml d’acide versés pour l’eau distillée.
Expression des résultats :
+ (V – V').0,02.1000.18 CNH4 (en ppm) = V"
V’’ : volume de la prise d’essai.
2.4 Matières phosphorées (M.P) 3- Dosage des phosphates (PO4 ) (par spectrophotométrie, NFT 90-023, 1982) 3- Les phosphates (PO4 ) peuvent être d’origine organique ou minérale. Le plus souvent leur teneur dans les eaux naturelles résulte de leur utilisation en agriculture, de leur emploi comme additifs dans les détergents et comme agents de traitements dans les eaux de chaudières. Leur présence dans les eaux de certains puits, à la compagne, indique la proximité de fumiers, de fosses septiques ou la possibilité de lessivage des sols cultivés, riches en engrais.
Principe : En milieu acide et en présence de molybdate d’ammonium, les orthophosphates donnent un complexe phosphomolybdique qui, réduit par l’acide ascorbique développe une coloration bleue susceptible d’un dosage colorimétrique. Certaines formes organiques pouvant être hydrolysée au cours d’établissement de la coloration et donner des orthophosphates, le développement de la coloration est accéléré par l’utilisation d’un catalyseur, tartrate double d’antimoine et de potassium.
Réactifs : Réactif sulfomolybdique : on dissout 10 g de molybdate d’ammonium dans 70 ml d’eau distillée puis on ajoute 150 ml d’acide sulfurique dilué au demi, puis on jauge jusqu’à 250 ml par l’eau distillée. Acide ascorbique cristallisé. Solution étalon mère de phosphore à 50 ppm.
Etablissement de la courbe d’étalonnage : Dans une série de fioles de 25 ml jaugées et numérotées, on introduit successivement en agitant après chaque addition : Numéro de fiole T 1 2 3 4 5 Solution étalon de P à 1 ppm en (ml) 0 1 5 10 15 20 Eau distillée en (ml) 20 19 15 10 5 0
Concentration en ppm de P 0 0,05 0,25 0,5 0,75 1 Réactif sulfomolybdique en (ml) 4 4 4 4 4 4 Acide ascorbique en (g) 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1
On porte à ébullition pendant 1 minute, on laisse refroidir pendant 20 minutes puis on effectue la lecture des absorbances à la longueur d’onde λ = 608 nm. Mode opératoire : On effectue les mêmes opérations sur 20 ml d’eau à analyser, on lit son absorbance et on porte sa valeur sur la courbe d’étalonnage.
Expression des résultats : La courbe d’étalonnage donne la teneur en phosphore exprimée en ppm.
2.5 Paramètres physiques Mesure de la turbidité (par turbidimètrie, Rodier, 1996) La turbidité d’une eau est due à la présence des matières en suspension finement divisées : argiles, limons, grains de silice, matières organique, etc. Elle donne une première indication sur la teneur en matières colloïdales d’origine minérale ou organique. L’évaluation de l’abondance de ces matières donne son degré de turbidité. Celui- ci sera d’autant plus faible que le traitement de l’eau aura été plus efficace. Les mesures de turbidité ont donc un grand intérêt dans le contrôle de l’épuration des eaux brutes.
Principe L’effet Tyndall Un liquide trouble s’éclaire vivement lorsqu’il est traversé par un faisceau lumineux. C’est le phénomène Tyndall, dû aux particules insolubles en suspension diffusant latéralement une partie des rayons lumineux. L’intensité de la lumière diffractée dépend de certains facteurs. Elle est liée au nombre de particules en suspension et la réfraction des particules ainsi qu’à celui du liquide dans lequel elles sont en suspension. Elle est en fonction aussi de la longueur d’onde, de la lumière incidente et la direction de l’observation.
Appareillage Turbidimètre type HACH. Cellules de mesure. Solution étalon à 0,02 N.T.U.
Mesures D’abord on procède à l’étalonnage de l’appareil avec la solution de 0,02 N.T.U. puis on remplit les cellules avec les différents échantillons et on lit les turbidités correspondantes. N.B. : On doit éviter l’entrée des bulles d’air lors du remplissage des cellules.
Détermination des matières en suspension (Rodier, 1996) La détermination des matières en suspension dans l’eau s’effectue par filtration ou par centrifugation. La méthode utilisée est la première.
Principe L’eau est filtrée et le poids de matières retenues par le filtre est déterminé par pesée différentielle.
Mode opératoire
On pèse un papier filtre sans cendres soit (P1). On met le dispositif de filtration en marche, on homogénéise l’échantillon et on prend 100 ml et on les verse sur le papier filtre. On rince le flacon ayant contenu l’échantillon par quelques gouttes d’eau distillée. Après filtration, on met le papier filtre dans une étuve une étuve réglée à 105°C jusqu’à évaporation totale de l’eau. On refroidie dans un dessiccateur, puis on pèse une deuxième fois soit (P2). On met le papier filtre dans un creuset en platine ou en porcelaine taré soit (P’) auparavant dans un four réglé à (525 ± 25)°C pendant 2 heures, on refroidit dans le dessiccateur et on pèse le creuset avec le papier filtre soit (P’’).
Soit P3 = (P’’ - P’).
CHAPITRE 3 : RESULTATS ET INTERPRETATIONS
La qualité de l’eau d’une rivière est variable dans le temps. Par exemple, à l’échelle d’une journée, des phénomènes naturels comme la photosynthèse influent sur la teneur en oxygène dissous. Par ailleurs, les rejets varient de façon aléatoire ou cyclique selon les rythmes des activités humaines. Le débit du cours d’eau peut être très variable et avoir une influence sur la qualité. Elle est également variable dans l’espace. En toute rigueur, on ne peut formuler une appréciation qu’aux points où cette qualité est mesurée. Les représentations ne sont possibles que par extrapolation.
La pollution est multiforme. Une bonne connaissance de la qualité de l’eau nécessite la détermination d’un grand nombre d’éléments. Les paramètres physico- chimiques permettent de déterminer les concentrations de polluants véhiculés par les cours d’eau.
Dans notre travail, nous avons estimé la pollution par la mesure de plusieurs paramètres qui sont les paramètres physiques, les matières azotées, les matières phosphorées, les matières organiques et oxydables et les matières minérales.
1. Facteurs physiques 1.1 pH Le pH est compris entre 8,2 à 8,5 (Fig.32). D’après les normes de la grille normative utilisée pour déterminer la qualité des eaux superficielles et souterraines (Rabhi et Korichi, 1997), le pH des eaux du barrage de Cheurfa se situe entre 6,5 et 8,5. Ces eaux sont donc classées dans la catégorie 2 (eaux de qualité moyenne). Le pH est légèrement alcalin. Nous pouvons dire que les eaux du barrage proviennent de terrains de type calcaires et de dolomies qu’on trouve dans la plaine de Sidi Bel Abbès (in Baahmed, 2005).
9 8,8
8,6
8,4 pH 8,2
8 7,8 jan fév mars avril mai
Figure 32 Variation du pH des eaux du barrage de
Cheurfa durant l'année 2005
On peut trouver des poissons dans ces eaux puisqu’ils peuvent supporter des pH variant entre 5 et 9. La productivité piscicole est maximale pour des pH compris entre 6,5 et 8,5 (Dajoz, 20
1.2 Matières en suspension (MES) Les MES est un paramètre de mise en évidence des particules en suspension. Elles varient entre 42 et 86 mg/l (Fig.33). D’après les normes de la grille normative de Rabhi et Korichi (1997), les valeurs des MES classent les eaux dans la dans la catégorie 3 (eaux polluées). Elles représentent une cause essentielle de turbidité de l’eau. Leur présence gêne la pénétration de la lumière et affectent ainsi la production primaire des eaux (Ramade, 2000). D’autre part, les matières décantables se déposent dans les zones de fraye et diminuent les possibilités de développement des végétaux et des invertébrés de fond. Ce qui perturbe l’équilibre global de la chaîne alimentaire du système aquatique (in Barrahal, 2004).
1.3 Turbidité La turbidité est un des paramètres permettant de mettre en évidence les particules en suspension. Le graphe montre qu’elle varie entre 12,5 à 77 NTU (Fig.34). D’après la norme pour une eau potable qui est de 5 NTU (valeur OMS : Organisation Mondiale de la Santé (Desjardin, 1990); Algérienne des Eaux, 1992) et de 5 à 10 NTU (valeur CEE : Communauté Economique Européenne (Desjardin, 1990)), les valeurs de la turbidité dépassent les seuils de l’OMS, des normes algériennes et de la CEE. Plus une eau est trouble, plus la turbidité est importante, moins la lumière pénètre dans l’eau. Cette forte turbidité montre qu’il y a présence d’une quantité élevée de MES (matières en suspension). Ces dernières sont transportées par l’eau de pluie qui se charge de quantités importantes de particules de natures diverses telles que : matières d’origines minérales (argiles, limons, sables) ou organiques, débris végétaux et microorganismes. Cette turbidité peut provenir d’une forte érosion qui touche les 2/3 des terrains de la partie orientale de la plaine de Sidi Bel Abbès (Belarbi, Mostefa Ben Brahim, Sfisef) et 90 % des terrains de la partie occidentale de la plaine (Aïn Trid, Aïn El Berd, Makedra, Tessala) (ABH, 1999).
100
80
60
40 20
(mg/l) 105°CMES 0 jan fév mars avril mai
Figure 33 Variation des MES 105°C des eaux du barrage de Cheurfa durant l'année 2005
100
80
60
40
(NTU) turbidité 20 0
jan fév mars avril mai
Figure 34 Variation de la turbidité des eaux du barrage de Cheurfa en 2005
Elle peut également provenir des eaux usées rejetées dans les oueds, qui rejoignent le barrage de Cheurfa et qui proviennent de l’agglomération de Sidi Bel Abbès dont le volume est évalué à 8000 m3/an (ABH, 1998).
1.4 Mesure de la température N’ayant pas pu mesuré les températures chaque mois, nous nous sommes référées aux températures prises par l’ANRH qui se situent entre 24 et 25,5°C. D’après les normes de la grille normative de Rabhi et Korichi (1997), la qualité des eaux du barrage est moyenne.
2. Matières azotées 2.1 Nitrates Les graphes des teneurs en nitrates (Fig.35) montrent que les valeurs de ces dernières varient entre 14 et 22 mg/l. Nous pouvons dire que les eaux peuvent être classées dans la catégorie 3 (eaux polluées) conformément à la grille normative de Rabhi et Korichi (1997). Les nitrates peuvent provenir du lessivage des engrais du sol (naturels ou chimiques) ou de rejets d’effluents d’origine industrielle, urbaine ou domestique.
25
20
15
10 5
(mg/l) NO3 en teneurs 0 jan fév mars avril mai
Figure 35 Variation des teneurs en NO3 des eaux du
barrage de Cheurfa en 2005
2.2 Ammonium + Les teneurs de ces eaux varient entre 0 à 0,05 mg/l de NH4 (Fig.36). Ce qui d’après les normes de la grille normative (Rabhi et Korichi, 1997), peut classer les eaux du barrage pour ce paramètre dans la catégorie 2 (eaux de qualité moyenne). La présence de cet élément dans l’eau est généralement très peu toxique, sauf à des concentrations très fortes, de l’ordre de centaines de milligrammes par litres. Il représente la forme dissociée de l’ammoniaque (NH4OH). La forme très toxique est la forme non dissociée de l’ammoniaque, le NH3 (gaz ammoniac). Dans une eau à 10°C et à pH neutre, avec la forme toxique qui ne représente que 0,2 % de l’ammoniaque, + des alevins de truites sont rapidement tués dès que la concentration en NH4 atteint 0,3 mg/l (Barroin et al., 1997).
2.3 Nitrites La figure 37, représentant la variation de la teneur des nitrites, montre que les valeurs fluctuent entre 0,18 et 2,5 mg/l. Selon la grille normative de Rabhi et Korichi (1997), les concentrations de ces matières azotées montrent que ces eaux se classent dans la catégorie 3 (eaux polluées). Les nitrites sont une forme chimique peu abondante dans les eaux. Leur présence est même très rare puisque elle représente le passage entre les formes nitrates et ammoniums lors des processus de nitrification et dénitrification (Faurie et al., 2003). Ils disparaissent vite en milieu naturel (Gaujous, 1995). Les teneurs élevées des ces éléments peuvent être dues à un dysfonctionnement des mécanismes microbiens impliqués dans le cycle de l’azote (Faurie et al., 2003).
0,06
0,05
0,04
0,03 0,02
0,01 teneurs en NH4 (mg/l) NH4 en teneurs 0
jan fév mars avril mai
Figure 36 Variation des teneurs en NH4 des eaux du barrage de Cheurfa durant l'année 2005
3
2,5
2 1,5 1
0,5 (mg/l) NO2 en teneurs 0 jan fév mars avril mai
Figure 37 Variation des teneurs en NO2 des eaux du barrage de Cheurfa en 2005
Matières phosphorées 3.1 Phosphates D’après, le graphe (Fig.38), les teneurs en phosphates sont comprises entre 0,78 et 1,97 mg/l. Selon, les normes de la grille normative (Rabhi et Korichi, 1997), les teneurs en phosphates classent ces eaux dans la catégorie 3. Ce sont des eaux polluées. Les phosphates peuvent provenir soient des rejets des eaux usées (effluents domestiques chargés en détergents et en matières organiques), soient de l’agriculture (engrais) ou des sédiments. Ils contribuent, par ailleurs, au phénomène d’eutrophisation.
4. Matières organiques et oxydables
4.1 DBO5 (Demande biologique en oxygène)
Nous remarquons une variation de la DBO5 qui s’étend de 11,5 à 25,6 mg/l (Fig.39). Selon, les normes de la grille normative (Rabhi et Korichi, 1997) les eaux du barrage sont très polluées. Ce qui veut dire qu’il existe une pollution des eaux du barrage par les matières organiques. Il se produit alors, une déplétion de l’oxygène due à la dégradation de ces matières par les bactéries aérobies. Lorsque les apports en matières organiques sont trop importants, l’autoépuration est insuffisante. Il y a alors pollution. Lorsque la DBO est > 15 mg/l, l’oxygène dissous est < 2 mg/l. Il y a, dans ce cas, présence de nombreuses bactéries chimioorganotrophes (> 106/ml), de bactéries filamenteuses qui couvrent le fond telles que Sphaerotilus natans, les algues unicellulaires (Oscillatoria chez les Cyanophycées), et présence de quelques animaux comme les infusoires, les rotifères et certaines larves de diptères (Culex, etc.) (Gaujous, 1995). Les matières organiques peuvent provenir des eaux usées rejetées dans les oueds, qui proviennent de l’agglomération de Sidi Bel Abbès. Ces eaux se retrouvent ensuite dans le barrage de Cheurfa et leur volume est estimé à 8000 m3/an (ABH, 1998). Ce type de pollution peut provoquer une mort des poissons par asphyxie, due à une consommation massive d’oxygène par les bactéries.
2,5
2
1,5
1
0,5
0 concentrations des PO4 (mg/l) PO4 des concentrations jan fév mars avril mai
Figure 38 Variation des concentrations en PO4 des
eaux du barrage de Cheurfa durant l'année 2005
30 25 20
15
10 DBO5 (mg/l) DBO5 5
0 jan fév mars avril mai
Figure 39 Variation de la DBO5 des eaux du barrage de Cheurfa (2005)
DCO (Demande chimique en oxygène)
Dans notre travail, comme la DBO5, la DCO montre également, qu’il y a pollution par les matières organiques, qui peuvent être dans ce cas un mélange de matières organiques biodégradables et non biodégradables. Les valeurs varient entre 50 et 140 mg/l (Fig.40). La qualité des eaux appartient à la catégorie 4 (eaux très polluées), comme le montrent les normes de la grille normative (Rabhi et Korichi, 1997).
5. Matières minérales 5.1 Chlorures - Sulfates La figure 41 montre que les teneurs des chlorures oscillent entre 476 mg/l et 534 mg/l. Les eaux sont très polluées (catégorie 4) par rapport aux normes de la grille normative (Rabhi et Korichi, 1997). Les chlorures sont des anions correspondant au chlore élémentaire dissous dans l’eau. La teneur en chlorures des eaux naturelles est essentiellement liée à celle du sodium. Elle correspond à la salinité. Dans les eaux douces, la salinité ne dépasse généralement pas les 1 ‰ (1g par kilo d’eau) (Faurie et al., 2003). Les chlorures peuvent provenir des eaux usées rejetées et également d’un lessivage des roches des sols, en cas de fortes pluies. D’après, la figure 41 les concentrations des sulfates vont de 277 à 353 mg/l. Les eaux du barrage sont dans ce cas de type pollué (grille normative de Rabhi et Korichi (1997)). Les sulfates peuvent provenir des gypses qu’on trouve dans la plaine de Sidi Bel Abbès (in Baahmed, 2005) et des eaux usées.
5.2 Calcium - Magnésium Le calcium et le magnésium qui sont deux éléments majeurs de la composition des roches, existent en quantité importante dans les eaux douces apportée grâce au lessivage. Les concentrations dépendent de la nature des roches du bassin versant (Faurie et al., 2003). Les teneurs de calcium et de magnésium expriment la dureté d’une eau.
160 140 120 100
80
60 DCO(mg/l) 40 20
0
jan fév mars avril mai
Figure 40 Variation de la DCO des eaux du barrage de Cheurfa en 2005
600
500
400 Cl 300 SO4 200
100 0 teneurs en Cl et en SO4 (mg/l) SO4 en et Cl en teneurs jan fév mars avril mai
Figure 41 Variation des teneurs en chlorures et en sulfates des eaux du barrage de Cheurfa (2005)
Les teneurs en calcium sont comprises entre 94 et 115 mg/l (Fig.42). Dans ce cas, les eaux sont de qualité moyenne, selon les normes de la grille normative de Rabhi et Korichi (1997). Le calcium peut provenir des calcaires ou des dolomies qui existent dans la plaine de Sidi Bel Abbès (in Baahmed, 2005), ainsi que des rejets urbains. Les teneurs en magnésium oscillent entre 74 et 103 mg/l (Fig.42). Les eaux sont de qualité moyenne selon la grille normative de Rabhi et Korichi (1997). Le magnésium peut provenir des dolomies qui existent dans la plaine de Sidi Bel Abbès (in Baahmed, 2005), ainsi que des différents rejets.
140 120
100 80 Ca
60 Mg 40 20
teneurs en Ca et en Mg (mg/l) Mg en et Ca en teneurs 0
jan fév mars avril mai
Figure 42 Variation des teneurs en calcium et en magnésium des eaux du barrage de Cheurfa en 2005
DISCUSSION
En comparant nos résultas (janvier-mai 2005) à ceux de l’ABH 2003 et l’ANRH 2004, nous constatons que les eaux du barrage de Cheurfa sont toujours polluées et que nous sommes en présence d’une pollution organique, azotée et d’un risque d’eutrophisation.
La pollution organique se manifeste par des valeurs élevées de DBO5 et DCO pour les trois années. Les valeurs de la DBO5 se situent entre 7,6 et 60,7 mg/l pour l’année 2003 (catégorie 4 : eaux très polluées), entre 5,3 et 24,6 mg/l pour l’année 2004 (catégorie 4 : eaux très polluées) et entre 11,5 et 25,6 mg/l pour l’année 2005 (catégorie 4 : eaux très polluées). Celles de la DCO varient entre 30 et 140 mg/l (2003 ; catégorie 4 : eaux très polluées), entre 29 et 110 mg/l (2004 ; catégorie 4 : eaux très polluées) et entre 50 et 140 mg/l (2005 ; catégorie 4 : eaux très polluées), d’après la grille normative de Rabhi et Korichi (1997). La pollution azotée se distingue également par des valeurs de nitrates, de nitrites et d’ammonium qui dépassent les normes pour les trois années : - Pour l’année 2003, les teneurs en nitrates varient de 2 à 20 mg/l et les eaux sont de qualité moyenne (catégorie 2). Celles des nitrites oscillent entre 0,02 et 2,11 mg/l, ce qui correspond à des eaux de nature polluée (catégorie 3). Les concentrations d’ammonium se situent entre 0 à 2,66 mg/l. Il s’agit d’eaux polluées (catégorie 3). - Pour l’année 2004, les teneurs en nitrates varient de 1 à 24 mg/l. Dans ce cas, les eaux sont polluées (catégorie 3). Celles des nitrites oscillent entre 0 et 3,2 mg/l. Dans ce cas aussi, les eaux sont polluées (catégorie 3). Pour l’ammonium les concentrations sont comprises entre 0 et 0,83 mg/l, ce qui correspond à des eaux polluées (catégorie 3). - Pour l’année 2005, les teneurs en nitrates sont comprises entre 14 et 22 mg/l. Les eaux sont alors polluées (catégorie 3). Celles des nitrites sont comprises entre 0,18 et 2,5 mg/l, ce qui veut dire que les eaux sont polluées (catégorie 3). Par contre, pour l’ammonium les concentrations se situent entre 0 et 0,05 mg/l. Les eaux sont alors de qualité moyenne (catégorie 2) selon Rabhi et Korichi (1997). Le risque d’eutrophisation se caractérise par des teneurs en nitrates et en phosphates qui dépassent les normes pour les trois années. Le cas des nitrates a déjà été discuté antérieurement. Dans le cas des phosphates, nous avons : - pour l’année 2003, les teneurs en phosphates qui varient de 0,09 à 0,61 mg/l. Les eaux sont donc polluées (catégorie 3). - pour l’année 2004, les teneurs qui sont comprises entre 0,09 et 1,86 mg/l. Ce qui correspond à des eaux polluées (catégorie 3). - pour l’année 2005, les teneurs qui vont de 0,78 à 1,97 mg/l. Nous sommes toujours dans le cas des eaux polluées (catégorie 3) selon Rabhi et Korichi (1997). Voyant ses résultats, nous pouvons prévoir le risque d’eutrophisation. Ce qui nécessite un traitement adéquat Pour traiter une eau brute, il faut tenir compte de sa qualité, qui dépend elle-même de son origine et qui peut varier dans le temps. Ce traitement doit être transformer, si nécessaire, dans le temps en fonction du changement des composantes de cette eau. Les traitements possibles pour des éventuels usages tels que l’irrigation, l’abreuvage, l’aquaculture, l’industrie, etc. sont de différents types tels que : - En premier lieu, il faut toujours procédé à un pré traitement qui comporte plusieurs étapes. L’eau passe, tout d’abord, à travers des grilles, qui retiennent les matières les plus grosses. Cette opération est généralement suivie d’une clarification qui permet d’éliminer les particules en suspension et les substances dissoutes. Pour faciliter ce stade, on utilise un coagulant (produit chimique) qui permet l’agrégation des particules en suspension de très petites tailles. Les nouvelles particules les plus lourdes et les plus grosses sont facilement décantées, sous l’effet de leur poids. Après décantation, on effectue la filtration sur un substrat granulaire tel que le sable. - Si des quantités importantes de polluants comme les pesticides et les nitrates persistent, il faut procéder à des traitements différents tels que l’adsorption sur charbon actif qui permet d’éliminer les polluants organiques. Le charbon actif fixe sur ces pores les molécules organiques. On peut utiliser aussi un charbon actif biologique, sur lequel va pénétrer et se fixer des micro-organismes grands consommateurs de matières organiques biodégradables. L’intérêt d’un tel procédé est de détruire des micropolluants sans utiliser de produits chimiques. Si la teneur en nitrates des eaux brutes est grande, on procède dans certaines unités à la dénitratation au moyen de résines échangeuses d’ions, qui permettent de remplacer l’ion nitrate par un autre ion sans danger, comme l’ion chlorure ou l’ion carbonate, ou la dénitratation biologique utilisant des bactéries qui transforment l’ion nitrate en azote gazeux. - En fin de traitement, la désinfection permet l’élimination des micro-organismes pathogènes (bactéries et virus). On utilise pour cela des procédés chimiques utilisant le chlore ou l’ozone, ou des procédés physiques utilisant les rayonnements ultraviolets.
CONCLUSION GENERALE
Ce travail s’inscrit dans le domaine de la protection de l’environnement, en particulier la protection des ressources hydriques en terme de qualité. Nous nous sommes intéressés à un type des eaux de surface continentales, les eaux de barrage (barrage de Cheurfa). Ce barrage se trouve dans le bassin versant de la Mekerra-Mebtouh, qui est soumis à une érosion et à des rejets des eaux usées importants, qui peuvent être les causes principales de la pollution par les matières en suspension et organiques. Comme les eaux souterraines, les eaux de surface représentent un intérêt majeur dans la vie de l’homme, parce qu’elles jouent un rôle important dans son développement économique, sociale et environnemental. La biodiversité de ces eaux a un rôle fondamental dans le maintien de leur équilibre écologique. Cependant, cet équilibre peut être vulnérabilisé par l’action de l’homme. Etant donnée la fragilité de ces milieux et l’urgence de leur préservation, nous avons évaluer la qualité des eaux du barrage de Cheurfa, et les résultats que nous avons obtenus (année 2005 : janvier à mai) montrent que nous sommes en présence d’une pollution par les matières organiques. Ce qui explique les fortes valeurs de DBO (11,5 - 25,6 mg/l), de DCO (50 - 140 mg/l) et de turbidité (12,5 - 77 NTU) observées. Un risque d’eutrophisation peut être prévu, puisque nous avons notés des valeurs des teneurs en nitrates (14 - 22 mg/l) et en phosphates (0,78 - 1,97 mg/l) dépassant les normes; ces éléments constituant une source primaire d’éléments nutritifs des différents végétaux. Il y a également une pollution azotée au niveau des eaux du barrage de Cheurfa, qui se traduit par des concentrations de nitrates (14 - 22 mg/l) et de nitrites (0,18 – 2,5 mg/l) qui dépassent les normes. Par rapport aux années 2003 (ABH, 2003) et 2004 (ANRH, 2004), il n’y a pas un grand changement, les eaux du barrage de Cheurfa sont toujours polluées. Cette pollution est de type organique, azotée et un risque d’eutrophisation est également présent durant les trois années. Le diagnostic des eaux du barrage de Cheurfa aboutit à la conclusion qu’elles sont de qualité médiocre, et donc nécessitent un traitement poussé. Nous souhaiterons à l’avenir compléter l’étude de la qualité des eaux de ce barrage et de l’Oued qui s’y écoule, en combinant les paramètres physico-chimiques et les paramètres biologiques, c’est-à-dire que l’approche de la qualité physico-chimique de l’eau sera complétée par une étude de la qualité biologique (bioindicateurs). En effet, les bioindicateurs composés d’organismes de tout types (biocénose, espèce, portion d’organismes…), permettent de déterminer la présence de pollution dans un milieu aquatique, à partir de l’étude des communautés animales et végétales. Ils font intervenir le facteur temps, car l’accomplissement de leur cycle de développement dans le milieu témoigne d’une certaine qualité de ce milieu dans le passé, alors qu’un dosage physico-chimique donne un aperçu ponctuel de la qualité de l’eau (Genin et al., 1997). Il existe différentes méthodes biologiques qui permettent l’appréciation de la qualité d’une eau, grâce aux bioindicateurs des milieux aquatiques, telles que les méthodes biocénotiques. Elles se basent sur l’étude de la structure, la dynamique et les propriétés de chaque biocénose (niveau peuplement). Ces méthodes étudient l’ensemble ou une partie des espèces inféodées à un milieu donné, et les variations de leur composition et de leur structure causées par des facteurs de perturbation d’origine anthropique (Genin et al., 1997).
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TABLE DES MATIERES
INDEX DES FIGURES ET DES TABLEAUX INTRODUCTION GENERALE………………………………………………………………1
Première partie : BIOLOGIE ET POLLUTION DES EAUX CONTINENTALES
CHAPITRE 1 : BIOLOGIE DES ORGANISMES VIVANTS DANS LES MILIEUX AQUATIQUES 6. Virus……………………………………………………………………………………3 7. Bactéries aquatiques…………………………………………………………...... 4 2.1 Bactéries des eaux douces…………………………………………………………...4 8. Champignons…………………………………………………………………………..5 3.1 Ecologie des champignons aquatiques………………………………………………5 9. Végétaux ………………………………………………………………………………6 4.1 Algues d’eaux douces……………………………………………………………….6 4.3 Autres végétaux aquatiques………………………………………………………...7 4.2.1 Différents types de végétaux……………………………………………………7 Végétaux libres flottants……………………………………………………….7 Végétaux benthiques…………………………………………………………...7 - Hépatiques…………………………………………………………………...7 - Mousses………………………………………………………………………7 - Amphiphytes (Phanérogames de bordure)………………………………….10 - Hydrophytes flottantes……………………………………………………...10 - Hydrophytes submergées…………………………………………………...10 i. Groupements végétaux aquatiques……………………………………………10 - Ecosystèmes d’eau courante…………………………………………………..10 - Ecosystèmes d’eau dormante………………………………………………….11 5. Animaux……………………………………………………………………………….11 5.1 Protozoaires………………………………………………………………………..15 Flagellés………………………………………………………………………...15 Rhizopodes……………………………………………………………………..15 Ciliés……………………………………………………………………………16 5.1.1 Ecologie des protozoaires…………………………………………………….16 5.2 Zooplancton……………………………………………………………………….16 Copépodes………………………………………………………………………18 Cladocères………………………………………………………………………18 Rotifères………………………………………………………………………...18 5.2.1 Répartition……………………………………………………………………..18 5.3 Métazoaires………………………………………………………………………..20 Annélides……………………………………………………………………….20 Mollusques……………………………………………………………………...20 - Lamellibranches……………………………………………………………….21 - Gastéropodes (escargots)………………………………………………………21 o Données biologiques et écologiques………………………………………….21 Insectes………………………………………………………………………….22 o Répartition des larves d’insectes……………………………………………...25 Plécoptères…………………………………………………………………25 Coléoptères…………………………………………………………………25 5.4 Poissons……………………………………………………………………………25 5.4.1 Poissons d’eau douce…………………………………………………………..26
CHAPITRE 2: POLLUTION DES EAUX 2. Types de pollution des eaux…………………………………………………………..32 Pollution physique………………………………………………………………..34 1.1.1 Pollution thermique……………………………………………………………34 1.1.2 Pollution radioactive…………………………………………………………..34 1.2 Pollution chimique…………………………………………………………………37 1.2.1 Pollution par des micropolluants……………………………………………….37 Pollution par les métaux lourds……………………………………………….37 o Plomb……………………………………………………………………...37 o Mercure…………………………………………………………………...38 o Cadmium…………………………………………………………………..39 Pollution par les détergents…………………………………………………...41 Pollution par les pesticides……………………………………………………43 1.2.2 Pollution par les nitrates et les phosphates……………………………………44 1.3 Pollution biologique……………………………………………………………….50 1.3.1 Pollution microbiologique……………………………………………………..50 1.3.3 Pollution des eaux par des matières organiques fermentescibles (MOF)…….51 Effets de la pollution par les MOF sur la phytocœnose aquatique…………...54 Effets de la pollution par les MOF sur la zoocœnose………………………..54
Deuxième partie : PHYSICO-CHIMIE DES EAUX DU BARRAGE DE CHEURFA
CHAPITRE 1: PRESENTATION DU BASSIN DE LA MEKERRA-MEBTOUH : ASPECTS PHYSIQUES ET ANTHROPIQUES 1. Situation géographique et administrative…………………………………………….57 2. Climatologie…………………………………………………………………………..61 3. Géomorphologie, érosion et végétation………………………………………………63 4. Hydrographie…………………………………………………………………………64 5. Géologie………………………………………………………………………………64 6. Hydrogéologie………………………………………………………………………..71 7. Classification des vocations culturales des sols...... 75 8. Activités anthropiques………………………………………………………………..76 8.1 Ressources en eau dans le bassin………………………………………………….76 8.1.1 Usages domestiques…………………………………………………………...76 8.1.2 Usages agricoles……………………………………………………………….76 8.1.3 Usages industriels……………………………………………………………..78 8.3 Pollution dans le bassin…………………………………………………………...78 8.2.1 Réseau d’assainissement………………………………………………………78 8.2.5 Pollution d’origine agricole…………………………………………………...78 8.2.6 Pollution d’origine industrielle……………………………………………….79 8.2.7 Déchets solides………………………………………………………………..79 9. Principales infrastructures hydrauliques de la région………………………………...79
CHAPITRE 2 : MATERIELS ET METHODES 1. Mode de prélèvement et conservation des échantillons……………………………….83 2. Méthodes de dosage…………………………………………………………………..83 2.1 Matières minérales………………………………………………………………...83 Dosage des chlorures……………………………………………………………..83 Dosage du calcium et du magnésium……………………………………………..84 Dosage des sulfates……………………………………………………………….85 2.2 Matières organiques et oxydables…………………………………………………87 Détermination de la demande chimique en oxygène…………………………….87 Détermination de la demande biochimique en oxygène…………………………89 2.3 Matières azotées…………………………………………………………………...91 Dosage des nitrites………………………………………………………………..91 Dosage des nitrates………………………………………………………………..93 Dosage de l’azote ammoniacal……………………………………………………94 2.4 Matières phosphorées……………………………………………………………..95 Dosage des phosphates……………………………………………………………95 2.5 Facteurs physiques………………………………………………………………..97 Mesure de la turbidité………………………………………………………….....97 Détermination des matières en suspension…………………………………….....98
CHAPITRE 3 : RESULTATS ET INTERPRETATIONS 1. Facteurs physiques……………………………………………………………………99 1.1 pH……………………………………………………………………………….....99 1.2 Matières en suspension…………………………………………………………..101 1.3 Turbidité………………………………………………………………………….101 1.4 Mesure de la température………………………………………………………...103 2. Matières azotées……………………………………………………………………..103 2.1 Nitrates…………………………………………………………………………...103 2.2 Ammonium………………………………………………………………………105 2.3 Nitrites……………………………………………………………………………105 3. Matières phosphorées………………………………………………………………...107 3.1 Phosphates………………………………………………………………………...107 4. Matières organiques et oxydables……………………………………………………107 4.1 DBO5……………………………………………………………………………...107 4.2 DCO………………………………………………………………………………109 5. Matières minérales…………………………………………………………………...109 5.1 Chlorures et sulfates………………………………………………………………109 5.2 Calcium et magnésium…………………………………………………………...109
Discussion……………………………………………………………………………….113 Conclusion générale……………………………………………………………………..116 Bibliographie…………………………………………………………………………….118 Annexe I Annexe II Annexe III Résumé en arabe Résumé en anglais Résumé en français
Annexe I.
Photos : Vue d’ensemble du barrage de Cheurfa (Sig, W. de Mascara)
Annexe II.
Tableau 1 : grille normative utilisée pour estimer la qualité des eaux superficielles et souterraines (Rabhi et Korichi, 1997).
Détermination qualité Catégorie 1 Catégorie 2 Catégorie 3 Catégorie 4 A - Minérale
Minéralisation (mg/l) 300 - 1000 1000 - 1200 1200 - 1600 > 1600 Ca2+ (mg/l) 40 - 100 100 - 200 200 - 300 > 300 Mg2+ (mg/l) 30 30 - 100 100 - 150 > 150 Na+ (mg/l) 10 - 100 100 - 200 200 - 500 > 500 Cl- (mg/l) 10 - 150 150 - 300 300 - 500 > 500 2- SO4 (mg/l) 50 - 200 200 - 300 300 - 400 > 400 B - Organique
O2 dissous (%) > 100 100 - 50 50 -30 < 30 DBO5 (mg/l) 5 5 - 10 10 - 15 > 15 DCO (mg/l) 20 20 - 40 40 - 50 > 50 C - Composés azotés
+ NH4 (mg/l) 0 - 0,01 0,01 - 0,1 0,1 - 3 > 3 - NO2 (mg /l) 0 - 0,01 0,01 - 0,1 0,1 - 3 > 3 - NO3 (mg /l) 0 - 10 10 - 20 20 – 40 > 40 D - Composés phosphorés
3- PO4 (mg/l) 0 - 0,01 0,01 - 0,1 0,1 - 3 > 3 E - Eléments toxiques et indésirables Fe (mg/l) 0 - 0,5 0,5 -1 1 - 2 > 2 Mn (mg/l) 0 - 0,1 0,1 - 0,3 0,3 - 1 > 1 Cr (mg/l) 0 0 - 0,05 0,05 - 0,5 > 0,5 Cu (mg/l) 0 - 0,02 0,02 - 0,05 0,05 - 1 > 1 Zn (mg/l) 0 0 - 0,5 0,5 - 1 > 1 Cd (mg/l) 0 0 0 - 0,01 > 0,01 Pb (mg/l) 0 0 0 - 0,05 > 0,05 F- (mg/l) 0 0 - 0, 8 0,8 - 1,5 > 1,5 CN- (mg/l) 0 0 0 - 0,02 0,02 - 0,05 Phénols (mg/l) 0 - 0,002 0,002 - 0,02 0,02 -1 > 1 Détergents (mg/l) 0 - 0,3 0,5 0,5 - 3 > 3 pH 6,5 - 8,5 6,5 - 8,5 < 6,5 - > 8,5 < 5,5 - > 8,5 MES (mg/l) 0 -30 30 - 75 75 - 100 > 100 T (°C) 25 25 - 30 30 – 35 > 35 Odeur, goût Sans Sans Sans Sans
Les eaux superficielles et souterraines sont classées en quatre catégories de qualité : Catégorie 1 : eau de bonne qualité, utilisable sans exigence particulière. Catégorie 2 : eau de qualité moyenne, utilisable après traitement simple. Catégorie 3 : eau polluée, utilisable après un traitement poussé. Catégorie 4 : eau très polluée, utilisable après un traitement spécifique et très onéreux.
Tableau 2 : Les normes des éléments chimiques d’une eau potable idéale (Desjardin R., 1990).
Système Système Système Système Elément Unité mondial européen Elément Unité mondial européen OMS CEE OMS CEE Couleur Pt-co 5 5 - 20 Argent Mg/l - 0,01 Turbidité NTU 5 5 -10 Cyanure Mg/l 0,05 0,05 Indice H pH 6,5 - 9,22 6,5 - 9,5 Chrome Mg/l 0,05 0,05 Conductivité μs/cm - 1250 Cuivre Mg/l 0,05 - 3 0,05 Dureté Méq/l - 10 - 30 Fluoride Mg/l 1,5 1,5 Calcium Mg/l 200 100 Fer Mg/l 0,3 0,3 Magnésium Mg/l 150 50 Manganèse Mg/l 0,05 0,05 Sodium Mg/l - 100 Nickel Mg/l - 0,05 Potassium Mg/l - 12 Phosphate Mg/l - 0,3 Aluminium Mg/l - 0,2 Plomb Mg/l 0,1 0,05 Soufre Mg/l 250 250 Silinium Mg/l 0,01 0,01 Chlorure Mg/l 350 200 Zinc Mg/l 5 2 Nitrate Mg/l 45 50 Cadmium Mg/l 0,05 0,005 Nitrite Mg/l - 0,1 Phénol Mg/l 0,002 0,0005 Ammonium Mg/l - 0,5 Huile Mg/l 0,01 0,01 Silice Mg/l - 5 Mercure Mg/l 0,001 0,001
Annexe III. Paramètres physico-chimiques des eaux
DBO (Demande Biochimique en Oxygène) Oxygène nécessaire pour la dégradation par les micro-organismes de la matière organique biodégradable contenue dans l’eau. Consommation exprimée en milligrammes d’oxygène par litre d’eau. Cette consommation d’oxygène est très souvent mesurée après 5 jours à 20°C, on parle alors de DBO5 (Grosclaude, 1999).
DCO (Demande chimique en oxygène) C’est la quantité d’oxygène exprimée en mg/l nécessaire pour oxyder les substances organiques à la fois mon biodégradables et biodégradables, présentes dans les eaux naturelles ou polluées (Ramade, 2000).
MES (matières en suspension, suspended solid) : Ensemble de particules minérales et (ou) organiques présentes dans une eau naturelle ou polluée. Les MES comportent souvent dans les cours d’eau des particules de nature argilo-humique provenant de l’érosion des sol, mais également bien d’autres constituants, en particulier d’origine biologique. Elles représentent une cause essentielle de turbidité de l’eau (Ramade, 2000). La pollution par les MES se traduit par une diminution de la lumière donc un effet sur la production primaire des eaux, une modification du pouvoir de colmatage lorsqu’il s’agit de particules fines, avec entre autres de sévères conséquences pour la respiration des animaux aquatiques par suite du colmatage de leurs branchies. En outre lorsque les MES sont constituées par des particules minérales de grande dureté comme le sable, elles sont des agents actifs de corrosion (Ramade, 2000).
Turbidité (turbidity) : Opacité causée dans une eau naturelle par des sédiments et autres matières en suspension, provenant en général d’apports telluriques dus au ruissellement dans les parties émergées du bassin versant mais aussi de l’érosion des berges dans un cours d’eau. En plus de ces causes naturelles, la turbidité est souvent la conséquence de rejets d’effluents pollués dans les eaux de surface (Ramade, 2000).
CONTINENTAL AQUATIC ECOSYSTEMS : A CONTRIBUTION TO THE STUDY OF WATER’S QUALITY OF CHEURFA DAM (SIG, MASCARA)
Summary
The water is a rare and invaluable food product. Furthermore, it is prone to continuous pollutions which take part in its chemical and biological composition. The exploited water is drawn mainly from underground and superficial water. But, in these last years, we attend an over-exploitation of this water. So that causes a significant deterioration of these waters, because of various pollutions. This problem encouraged us to evaluate the quality of superficial waters of Cheurfa dam, so we measure out the indicators parameters, such as the turbidity, the SM (suspended matter), COD (chemical demand for oxygen), BDO (biological demand of oxygen), nitrates, phosphates, etc. We noticed high values of turbidity, CDO and BDO. So we can say that there is an organic pollution. We noted also contents of nitrates and phosphates exceeding the norms, which present a risk of eutrophication. For nitrites contents it is the same thing. So, this means that nitrogen pollution exists because of nitrates and nitrites values. This study allows us to underline the necessity to treat these waters in order to use them in several domains.
Key-words: superficial waters, pollutions, quality, indicator parameters of pollution, organic pollution, risk of eutrophication, treatment
الالنظمة البيئية القبرية مسبهمة في دراسة نوعية ميبه سذ الشرفة )سيق معسكر(
ملخص
انًاء، هزِ انًادج انثًُُح أصثحد عشضح نالَرهاكاخ انًسرًشج سىاء عمي يسرىي ذشكُثها انكًُُائٌ أو انثُىنىجٍ . يٍ انًعهىو أٌ يصادس انًُاِ انًسرغهح هٍ انًُاِ انجىفُح و السطحُح، و َظشا نالسرخذاياخ انًرعذدج و انًكثفح نهًُاِ فٍ جًُع َىاحٍ انحُاج، ذعشضد إنً ذحىالخ شذَذج تسثة عىايم انرهىز انًرعذدج. فٍ هزِ انذساسح، حاونُا ذقُُى َىعُح انًُاِ انسطحُح تسذ انششفح ، ورنك يٍ خالل دساسح تعض يعاَُش انرهىز َزكش يُها انعكاسج ، اليىاد انعانقح ، انطهة انكًُُائٍ نألكسجٍُ ، انطهة انثُىنىجٍ نألكسجٍُ، انُرشاخ و انفىسفاخ..... و يٍ انُرائج انًحصم عهُها ذثٍُ وجىد ذهىز عضىٌ فٍ هزِ انًُاِ تذنُم وجىد ذشاكُز يشذفعح يٍ انعكاسج، انًىاد انعانقح، انطهة انكًُُائٍ نألكسجٍُ ، انطهة انثُىنىجٍ نألكسجٍُ. كًا َؤكذ وجىد كًُاخ يٍ انُرشاخ و انفىسفاخ ذفىق انًعاَُش و انرٍ قذ ذسثة فٍ انركاثش انغزَش نهطحانة فٍ يُاِ انسذ، َفس انشٍء الحظُاِ تالَسثح نهُرشَد . أظهشخ نُا هزِ انذساسح ضشوسج يعانجح يُاِ انسذ يٍ اجم اسرعًانها فٍ يخرهف انًجاالخ.
كلمبت المفبتيح: انًُاِ انسطحُح، سذ انششفح، انرهىز انعضىٌ، انُىعُح، يعانجح انًُاِ، انغشب انجزائشٌ.