Memoire Online - Caractérisation des substances Azotées et Phosphatées contenues dans les effluents liquides de la ravine Bois de chêne (Port-au-Prince)

Caractérisation des substances Azotées et Phosphatées contenues dans les effluents liquides de la Ravine Bois de Chêne

Distingués remerciements au Laboratoire de Qualité de l'Eau et de l'Environnement (LAQUE) de l'Université Quisqueya (UniQ) et au Programme de Nations Unies pour le Développement (PNUD) pour leurs appuis institutionnel et financier respectifs.

Avant-propos

La présente étude s'inscrit dans le cadre d'une coopération scientifique interuniversitaire incluant Haïti, la France, la Belgique et le Canada. Elle a été conjointement réalisée au LAQUE de l'UniQ et au Laboratoire de Chimie de la FAMV. Elle s'insère comme un jet nouveau émanant du programme de recherche et de réflexion sur la caractérisation physico-chimique, biologique et écotoxicologique des effluents liquides déversés au niveau de la Baie de Port-au-Prince.

Nonobstant sa rigueur méthodologique et scientifique soutenue, ce travail recèle une dimension politique d'exemplarité. Il annonce l'imminence de l'avènement d'une nouvelle ère de partenariat franc d'une part entre le secteur privé et l'Etat au niveau national, et d'autre part entre les pays du Nord et du Sud, pour le progrès de la science et la postérité.

Ainsi, mes pensées les plus reconnaissantes vont-elles au professeur Evens EMMANUEL, dans son rôle de la plaque tournante de ce travail, m'accueillant volontiers dans son programme de réflexion, avec mon projet et m'aidant à mieux le concevoir et le structurer, du début jusqu'à la fin. Disait-il à moi, inconnu venant de l'UEH, « je ne suis pas un homme de chapelle, si tu le peux on travaille ». Très vite je m'en suis retrouvé fort aise à l'UniQ comme à la FAMV. Ses efforts, sa patience, et la confiance qu'il a placée en moi, ont sans cesse renouvelé ma force de continuer.

Mme Annie PIERRE retient également toute ma gratitude, pour ses nombreuses marques de sollicitude, jusqu'à me faciliter mes analyses au laboratoire Unité de Recherche en Environnement (URE) de la Faculté des Sciences de l'UEH. Au delà de ses limites, elle me trouvait toujours une alternative. C'est ainsi qu'elle m'a référé à Mme Elda DERONETTE, envers qui aussi je garde un vif bouquet, pour ses conseils pertinents, son attention et son engagement à ma cause.

A l'URE, je tiens à remercier M. le professeur Jean Fritz CHAMBLIN pour ses actes de compréhension, également Mme Guerda MAURENCIE pour son dévouement.

Mes remerciements à M. Jude Zéphyr de l'UTSIG pour ses appuis techniques et logistiques en Télédétection.

De mes plus profonds remerciements je veux saluer la spontanéité et le désintéressement de la belle équipe du LAQUE, mobilisée chaque fois qu'on devait affronter l'insalubrité et l'insécurité autour du site de prélèvement. Ce sont Mlle Anie BRAS, M. Osnick JOSEPH, M. Anaël Hyppolite, M. Michel Junior PLANCHER, M. Fifi URBAIN, M. Marseille ANTOINE, et moi-même.

Enfin, je dédie mes meilleures pensées à toutes mes amies et à tous mes amis qui m'ont toujours encouragé et m'ont insufflé l'effort et la raison de finaliser ce travail. Mes amis de la FAMV : Elisabeth, Rachèle, Pascal, Telfort, Aimé, Coutin, Odré, Elie-Méleck, Blin, Gaspard, Sampeur, Ghiovany, Herby, Maxène, Elsie, Jude, Manis... Ceux de la FSGA et du MEEGE (UNIQ) : Mme Armelle J. B., Nathalia, Medgine, Kettly, Myrline, Ketty, Rony, Edwine, Wilner, Roxane, Jordany... Mes amis(es) de toujours : Dorcas, Lucylle, Mackenrood, John Peter, Jean Michel, Farah, Painson, Bonitor, Marcel, Williamson, Frantz, Christina, Sabine, Tamara, Carmen, Patrice, Kesner.

Je veux enfin remercier le Souverain Seigneur Jéhovah de qui tout procède ; ce travail ne faisant guère exception.

Résumé

L'apport excessif dans le milieu naturel, de charges azotées et phosphatées par les eaux usées issues des activités agricoles, domestiques et industrielles, représente un danger de pollution pour l'environnement aquatique. A Port-au-Prince, ces polluants sont majoritairement déversés au niveau de la Baie par les effluents de la ravine Bois de Chêne. L'objectif de ce travail a été de caractériser la pollution par les substances azotées (nitrates et azote ammoniacal) et phosphatées de la ravine Bois de Chêne, en prenant appui sur les normes et directives cadre nationales et européennes. Deux (2) campagnes de prélèvement ont été réparties sur 2 saisons pluviométriques différentes de l'année 2005, du 10 février au 11 mai. Les échantillons ont été collectés sur les 7 stations retenues, suivant la méthode de prélèvement manuel instantané. Les résultats obtenus sont analysés à l'aide du tableur MS Excel. Dans le cadre d'une première approche, ils indiquent des niveaux de concentrations en azote ammoniacal générant un danger allant de la pollution nette (0.5 à 2 mg/L), jusqu'à dépasser le seuil de pollution importante (2 à 8 mg/L). Dans la seconde approche traitant spécifiquement de l'évaluation de la dystrophisation, le nitrate, élément limitant, fait entre 1 à 12 fois le seuil à partir duquel le processus perturbateur est déclenché (1 mg/L). Le phosphate varie entre 2.4 mg/L et 19.2 mg/L pour la saison pluvieuse contre 62.0 mg/L pour la saison sèche. Cette dernière concentration vaut 124 fois la limite indiquant un début de dystrophisation des écosystèmes aquatiques (0.5 mg/L). Toutefois, tenant compte du principe du facteur limitant, le phénomène d'eutrophisation anthropique de la baie et ses corollaires socio-économiques néfastes ont plutôt tendance à s'aggraver au cours de la saison pluvieuse.

Mots-clés : Eaux usées urbaines, danger, effluents, azote, phosphore, dystrophisation.

Abstract

Wastewater from agricultural, domestic and industrial activities is source of excessive nitrogen and phosphate loads in aquatic environments, generating a danger of pollution. Most of these pollutants are poured off into Port-au-Prince Bay by Bois de Chêne ravine. The aim of this study was to characterize the pollution by the nitrogen (nitrates and ammonia) and phosphate substances found in Bois de Chêne ravine liquid effluents, using the national and European norms and directives scope. Two campaigns were shared out between two different pluviometric seasons from February 10^th to May 11^th. Grab samples were taken from 7 stations. The obtained results were analyzed by means of MS Excel. In the framework of a first pattern, ammonia concentration levels reveal dangers from net pollution (0.5 to 2 mg/L), till the exceeding of important pollution threshold (2 to 8 mg/L). A second pattern especially makes dystrophisation assessment. Nitrate, limiting factor, holds between 1 to 12 times the threshold beyond which disrupting process starts (1 mg/L). Phosphate varies from 2.4 mg/L to 19.2 mg/L during dry season, whereas it made 62.0 mg/L for the rainy season; say 124 times the limit value indicating the beginning of aquatic ecosystems pollution. Nevertheless, according to the limiting factor principle, phenomenon of dystrophisation and its severe socio-economic repercussions seem to worsen within the rainy season.

Keywords: Urban wastewater, danger, effluents, nitrogen, phosphorus, dystrophisation.

Table des matières

Liste des tableaux

Liste des figures

Liste des annexes

Liste des acronymes

^{Cl₅₀96h :
Concentration létale pour 50% des individus, mesurée après
un essai d'une durée de 96 heures}

^{COHPEDA : Collectif Haïtien
pour la Protection de l'Environnement et un développement
alternatif}

LAEPSI : Laboratoire d'Analyse Environnementale des Procédés et Systèmes Industriels.

^{UTSIG : Unité de
Télédétection et de Systèmes d'Information
Géographique}

I. INTRODUCTION

1.1 MISE EN CONTEXTE

Au cours des récentes décennies, la plupart des écosystèmes terrestres et aquatiques ont été modifiés sous l'effet de la pression grandissante due aux activités humaines (Vitousek et al, 1997 ; Valiela et Bowen, 2001). Les perturbations dans le cycle des nutriments, les changements dans la structure et le fonctionnement de la communauté biotique et le déséquilibre biologique relatifs au rejet continu de substances chimiques dans les écosystèmes aquatiques (Karr, 1991), font encourir des risques d'ordres sanitaire, écotoxicologique et économique (MTPTC, 1998). La pollution de l'eau affecte aussi bien les pays industrialisés que ceux dits en développement (Kebiche et al, 1999).

1.2 PROBLEMATIQUE

Dans beaucoup de pays, les eaux de surface telles les rivières servent souvent de milieu récepteur pour les déchets provenant des zones résidentielles, des industries, et des établissements manufacturiers (Scott et al, 2003). Au niveau de la baie de Port-au-Prince (Haïti), les eaux pluviales de même que les eaux usées collectées dans cet espace urbain sont transportées dans des canaux de drainage à ciel ouvert et directement déversées dans la mer sans aucun traitement préalable (Emmanuel et Azaël, 1998). Les zones côtières sont donc aujourd'hui en train d'être polluées. En témoignent la modification de l'environnement mettant en danger les benthiques et les pélagiques, la destruction des zones de reproduction des poissons, la mort progressive des coraux (Holly et David, 1999).

Une étude réalisée par Vermande et Raccurt (2001) sur les trois principaux écosystèmes de la baie de Port-au-Prince : « les récifs coralliens, les herbiers de phanérogames et la mangrove », montre qu'ils sont très perturbés en raison des facteurs humains, bioclimatiques et géophysiques. Sur 47 espèces recensées, un pourcentage significatif de coraux sont morts à cause de la sédimentation et la prolifération d'algues brunes. C'est le phénomène de l'eutrophisation du milieu marin, dû à la charge polluante des effluents de la ville de Port-au-Prince, lesquels aboutissent inexorablement à la baie.

En effet, l'azote et le phosphore jouent un rôle majeur dans l'eutrophisation (Elser et al., 1990 ; Horne et Goldman, 1994 ; Zimmo et al, 2004). De plus, certaines formes de ces substances nutritives sont toxiques même à des concentrations relativement faibles. A titre d'exemple, l'azote ammoniacal est toxique autour de 0,5 mg/L pour les organismes aquatiques supérieurs tels les poissons (Zimmo et al, 2004), tandis qu'une teneur en phosphore supérieure à 0,5 mg/L constitue un indice de pollution (Rodier, 1996). Cependant, les concentrations respectives de ce dernier, de faible à forte, varient de 12 à 50 mg/L et de 4 à 15 mg/L dans les eaux usées domestiques (Metcalf et Eddy, 1991).

Dans ce contexte, la présente étude se propose de faire la caractérisation des substances azotées et phosphatées des eaux usées de la ravine Bois de Chêne. Cette démarche s'inscrit dans le cadre d'une réflexion initiée depuis bientôt cinq (5) ans, sur les caractéristiques physico-chimiques et écotoxicologiques des effluents liquides des canaux de drainage de la ville de Port-au-Prince.

1.3 OBJECTIFS

1.3.1 Objectif général

L'objectif de ce travail est de caractériser les charges azotées (nitrates, ammoniac) et phosphatées selon leurs formes chimiques et leurs concentrations respectives au niveau de la ravine Bois de Chêne, dans la perspective d'une évaluation sommaire de la pollution qu'elles génèrent notamment sur la baie de Port-au-Prince.

1.3.2 Objectifs spécifiques

· Investiguer sur la pollution aquatique générée par les nutriments (azote, phosphore), en vue d'une contribution à l'hydrologie urbaine de la région métropolitaine de Port-au-Prince ;

· Evaluer le danger pour les écosystèmes aquatiques de la baie de Port-au-Prince, lié à la pollution par les substances azotées et phosphatées, en comparant les résultats expérimentalement obtenus aux normes et valeurs limite de la littérature.

II. REVUE DE LITTERATURE

2.1 DEFINITIONS ET CARACTERISTIQUES DES EAUX USEES

Selon la définition de la directive 91/271/CEE, font partie des eaux dites sales les eaux urbaines résiduaires et les eaux industrielles usées. Les eaux urbaines résiduaires sont les eaux ménagères usées, les eaux usées (noires ou grises) qui proviennent des établissements et des lieux de résidence et sont produites essentiellement par les activités ménagères et le métabolisme humain) ou le mélange des eaux ménagères usées avec les eaux industrielles usées et/ou des eaux de ruissellement (Commission européenne, 1991). Les eaux industrielles usées sont toutes les eaux provenant de locaux utilisés à des fins commerciales ou industrielles, autres que les eaux ménagères usées et les eaux de ruissellement (Bliefert et Perraud, 2001).

Rappelons en passant que les eaux usées grises, telles que définies par Eriksson et al. (2002), sont les eaux usées dépourvues de toute composante en provenance des toilettes. Elles correspondent donc aux eaux usées produites dans les salles de bain, les baignoires, les lavabos, les machines à laver et les cuisines, au niveau des maisons d'habitation, des bureaux, des écoles, etc. En général, les eaux grises, dont la fraction totale estimée à 75% du drainage résidentiel (Hansen et Kjellerup,1994 ; Eriksson et al., 2002), contiennent des niveaux faibles de matières organiques comparés aux eaux noires (eaux usées ordinaires), dans lesquelles sont inclus urine, matières fécales, papier hygiénique...

Les eaux pluviales, elles, sont par définition des précipitations liquides d'eau atmosphérique sous forme de gouttes. Ces eaux contiennent de nombreux contaminants (Valiron et Tabuchi, 1992). Elles renferment également des polluants, des gaz de l'atmosphère à l'état dissous (N₂, O₂ et surtout CO₂), les différentes combinaisons chimiques rencontrées dans l'atmosphère (H₂SO₄, NaCl au voisinage des côtes, les sels de Ca et Mg, les PO₄^3-, etc.) des poussières organiques et des microorganismes (Blanchard et Navarro, 1982).

Par ailleurs, les effluents d'eaux usées des hôpitaux sont d'un registre particulier. Leur rejet dans le réseau d'assainissement communal au même titre que les effluents classiques urbains, sans traitement préalable, pose un important problème environnemental (Leprat, 1998 ; Clin Paris-Nord, 1999 ; Emmanuel, 2004). Leurs différentes sources (rejets domestiques, effluents des salles d'opération, rejets des laboratoires, des services de radiologie, effluents des cafétérias et ceux provenant du nettoyage de la vaisselle) donnent finalement naissance à des rejets liquides hybrides, à la fois domestiques, industriels et très spécifiques des activités de soins et de recherches médicales (Deloffre-Bonnamour, 1995 ; Emmanuel, 2004), marqués toutefois par une importante dilution (Leprat, 1998 ; EPA, 1989 ; Emmanuel, 2004).

2.2 ELIMINATION DES EAUX USEES

2.2.1 Les réseaux d'assainissement et de drainage

Le choix entre les systèmes d'assainissement, d'après Coste et Loudet (1980) cités par Mompoint et Théleys (2004), implique le respect des objectifs de qualité des eaux à rejeter dans le milieu naturel, des considérations techniques et des conditions locales, des considérations d'ordre économique, urbanistique d'avenir et politique.

L'établissement d'un réseau d'assainissement au niveau d'une zone urbanisée est une activité importante et doit pouvoir répondre à certaines exigences comme : assurer une évacuation correcte des eaux pluviales de manière à empêcher la submersion ou l'inondation des zones avoisinantes, éviter toute stagnation dans les points bas après les averses et assurer également l'élimination des eaux usées ménagères, des eaux de vannes, et des eaux résiduaires industrielles dans certains cas.

D'après Brière (1994), les réseaux d'assainissement et de drainage sont constitués d'une succession de tronçons et de conduites dont l'agencement a pour but d'assurer l'acheminement des eaux du lieu de leur production à celui de leur évacuation. Les éléments d'un réseau diffèrent quelque peu selon les types de réseau, étant donné que ceux-ci sont adaptés aux diverses catégories d'eaux à transporter.

2.2.1.1 Les différents types de réseau de drainage

Les principaux systèmes de réseaux de drainage sont les suivants (Brière, 1994) :

§ le réseau d'égouts sanitaires, appelé réseau d'égouts domestique ou séparatif, qui transporte les eaux usées d'origine domestique, c'est-à-dire les eaux de consommation des résidences, les eaux provenant des commerces et des établissements industriels ;

§ le réseau d'égouts pluvial qui est destiné à canaliser les eaux de ruissellement, lesquelles résultent essentiellement des pluies et de la fonte des neiges. Habituellement, ces eaux sont déversées dans le cours d'eau récepteur sans faire l'objet d'un traitement ;

§ Le réseau d'égout semi-séparatif qui est un réseau qui reçoit les eaux usées d'origine domestique et certaines eaux pluviales : celles provenant des drains de fondation, des drains de toit plat et des entrées de garage situées sous le niveau du sol ;

§ le réseau d'égouts unitaire qui canalise toutes les eaux usées du territoire qu'il dessert, que ces eaux soient d'origines domestique, pluviale, industrielle ou commerciale. Ce type rejoint celui du réseau de drainage de la zone métropolitaine de Port-au-Prince.

2.2.1.2 Caractéristiques des effluents d'un réseau de drainage unitaire

Le réseau unitaire, dans son fonctionnement et dépendamment de la saison pluviométrique, draine les eaux pluviales et/ou les eaux usées de temps sec. Mompoint et Théleys (2004) rapportent en effet que dans un réseau de drainage unitaire, les eaux usées de temps sec sont généralement divisées en quatre catégories suivant leur origine :

1) eaux usées domestiques, produites par les ménages résidant sur le bassin versant ;

2) eaux usées liées aux activités professionnelles sur le bassin versant : eaux usées «industrielles» issues des activités artisanales et commerciales du quartier, eaux usées produites par les personnes ne résidant pas dans le quartier (employés, clients, touristes...) ;

4) eaux claires : fuites des réseaux d'eau potable et d'eau non potable circulant dans le réseau d'assainissement, infiltrations, fonctionnement des réservoirs de chasse.

2.2.2 Les stations d'épuration

Les stations d'épuration (STEP) constituent une autre voie d'élimination des eaux usées dans la mesure où celles-ci y subissent toute une batterie de traitements avant leur déversement dans le milieu naturel. Une STEP, généralement placée à l'extrémité aval d'un réseau (Brière, 1994), est conçue pour épurer les eaux usées et limiter l'apport en excès de matière organique et dans certains cas, de substances minérales telles les nitrates et les phosphates dans les milieux récepteurs (Kosmala 1998). Sachant que certaines substances contenues dans un effluent, à partir d'une certaine concentration, peuvent constituer un danger pour la communauté aquatique (Agence de l'eau, 2002), l'épuration des eaux usées diminue l'impact sur les écosystèmes aquatiques (Amahmid et al., 2001 ; Lassabatère, 2002).

2.2.2.1 Traitement des eaux usées

Divers procédés d'ordres physique, chimique et biologique permettent de traiter les eaux résiduaires des agglomérations et d'aboutir à différents niveaux d'épuration. Le recours à un quelconque procédé implique la connaissance de ces eaux, de leur finalité et des substances à dégrader (Destain et al., 2002). Toutefois, Emmanuel (2001) parle de quatre (4) types de traitements regroupant généralement tous les procédés appliqués aux rejets liquides :

§ traitement tertiaire ou traitement physico-chimique (coagulation, floculation, filtration, désinfection, ...).

2.2.2.1.1 Elimination du Phosphore

En vue de réduire la production algale et la dystrophisation, on a souvent recours à l'élimination des nutriments, en particulier le phosphore. Normalement l'élimination de ce dernier requiert un niveau avancé de traitement des eaux usées (traitements secondaire et tertiaire). Les algues se développent à des concentrations de PO₄^3- aussi faibles que 0.05 mg/L. L'inhibition de croissance implique donc des niveaux bien en dessous de 0.5 mg/L. Puisque les eaux résiduaires urbaines, en général contiennent approximativement 25 mg/L de phosphate sous formes d'orthophosphates, polyphosphates, phosphates insolubles (Manahan, 2000) , l'efficience de l'élimination des phosphates devrait être élevée pour prévenir la croissance des algues et la marée verte (Miquel, 2003).

L'élimination du phosphore, ou « déphosphatation », peut être réalisée par des voies physico-chimiques ou biologiques. En ce qui concerne les traitements physico-chimiques, l'adjonction de réactifs, comme des sels de fer ou d'aluminium, permet d'obtenir une précipitation de phosphates insolubles et leur élimination par décantation (Miquel, 2003). En effet, le phosphate est plus communément éliminé par précipitation, dont les processus enlèvent jusqu'à 90-95% du phosphore, à des coûts raisonnables. Par ailleurs, la chaux éteinte, Ca(OH)₂, est le réactif le plus utilisé dans l'élimination du phosphore, suivant la réaction (Manahan, 2000):

La déphosphatation biologique consiste à provoquer l'accumulation du phosphore dans les cultures bactériennes des boues. Le rendement moyen est d'environ 60 % (Miquel, 2003).

2.2.2.1.2 Elimination de l'azote

L'azote est, à coté du phosphore, le nutriment le plus habituellement éliminé dans le cadre d'un traitement avancé des eaux usées. L'azote contenu dans les eaux usées des municipalités est généralement présent sous formes organique et/ou ammoniacale. L'ammonium est en effet le premier produit généré par la plupart des processus de traitement biologique (Manahan, 2000).

La nitrification suivie par la dénitrification est vraisemblablement la technique la plus efficace d'élimination de l'azote dans les eaux usées. La première étape consiste essentiellement en une conversion complète de l'ammonium et de l'azote organique en nitrate sous conditions fortement aérobies (Manahan, 2000).

La seconde étape est la réduction des nitrates en azote gazeux. Cette réaction est aussi activée par des bactéries et requiert une source de carbone et un agent réducteur comme le méthanol, CH₃OH (Manahan, 2000).

6NO₃^- + 5CH₃OH + 6H⁺ (Bactérie dénitrifiante) 3N₂(g) + 5CO₂ + 13H₂O

Lors d'opérations pilote, on a atteint des niveaux de conversion de l'ordre de 95% d'ammonium en nitrate et 86% de nitrate en azote gazeux (Manahan, 2000).

A part les nutriments (azote, phosphore), divers procédés de traitement ont pour finalité d'éliminer sinon de réduire, autant que faire se peut, les charges de sédiments, d'hydrocarbures, de bactéries pathogènes, de virus, de sels, de pesticides, de composés organiques réfractaires, de métaux lourds, etc. Ainsi, aux Etats-Unis, par exemple, les systèmes publics de traitement des eaux usées sont-ils autorisés à ne déverser dans le milieu naturel que leurs effluents ayant atteint un certain niveau de traitement, tel que prescrit par la loi fédérale (Manahan, 2000).

2.3 CADRE LEGAL ET REGLEMENTAIRE

Aux fins de la présente étude, référence est faite à l'arrêté du 2 février 1998 du Ministère de l'aménagement du territoire et de l'environnement de la France, relatif aux émissions de toute nature des installations classées pour la protection de l'environnement soumises à autorisation ; également à la directive de la Commission européenne du 27 février 1998 relative au traitement des eaux urbaines résiduaires (91/271/CEE) ; et à certaines normes de l'Agence de l'eau Méditerranée Rhône Corse (1995), pour les considérations quantitatives. Sous un angle qualitatif nous considérons en revanche quelques lois cadre du code rural de François Duvalier (1962) qui touchent cette étude.

2.3.1 Cadre européen : considérations quantitatives

L'arrêté du 2 février 1998 du Ministère français de l'aménagement du territoire et de l'environnement (MATE, 1998), section 3 : de la pollution des eaux superficielles, sous-section 1 : du cas général, l'article 31 fixe la température maximale autorisée des effluents rejetés à 30° C et leur pH entre 5.5 et 8.5, 9.5 s'il y a neutralisation alcaline.

L'article 32 fixe la demande chimique en oxygène (DCO) (sur effluent non décanté) à 300 mg/l si le flux journalier maximal autorisé n'excède pas 100 kg/j.

Tandis que dans ses dispositions particulières pour les rejets dans le milieu naturel appartenant à une zone sensible, l'azote global (comprenant l'azote organique, l'azote ammoniacal, l'azote oxydé) est admissible jusqu'à 15 mg/l ou 10 mg/l en concentration moyenne mensuelle lorsque le flux journalier maximal autorisé est égal ou supérieur à 150 kg/jour ou 300 kg/jour respectivement. La limite maximale de phosphore (phosphore total) autorisée est respectivement de 2 mg/l ou plutôt 1 mg/l en concentration moyenne mensuelle lorsque le flux journalier maximal autorisé est égal ou supérieur à 40 kg/jour ou 80 kg/jour.

La zone sensible, d'après la directive de la Commission européenne de 1991 (91/271/CEE), modifiée par la Directive 98/15/CE de la Commission du 27 février 1998, relative au traitement des eaux urbaines résiduaires, s'entend d'une masse d'eau dont il est établi qu'elle est eutrophe ou pourrait devenir eutrophe à brève échéance si des mesures de protection ne sont pas prises. Tel est le cas, par exemple des estuaires, baies et autres eaux côtières où il est établi que l'échange d'eau est faible, ou qui reçoivent de grandes quantités d'éléments nutritifs (Commission européenne, 1998).

2.3.2 Cadre haïtien : considérations qualitatives

Quant aux lois haïtiennes réglementant la question des eaux usées, à défaut de normes quantitatives sur les eaux et l'environnement, elles comportent quelques considérations d'ordre général et purement qualitatif.

En effet, le Décret du 8 avril 1977 fixe la limite de la mer territoriale souveraine de la République d'Haïti. Dans son article 7, il responsabilise l'Etat haïtien quant à tout contrôle jugé nécessaire pour, nous citons, `prévenir la pollution, la contamination et les autres risques pouvant mettre en danger l'équilibre biologique du milieu marin' (COHPEDA, 1995).

L'article 140 du Code Rural de François Duvalier (1962), relatif aux eaux de surface, stipule que l'évacuation des eaux de déchets des installations industrielles et des maisons de résidence, dans les cours d'eau naturels et dans les canaux d'irrigation et de drainage est formellement interdite. Néanmoins une demande d'autorisation à cette fin peut être adressée... (COHPEDA, 1995).

2.4 LE RESEAU DE DRAINAGE DE PORT-AU-PRINCE

2.4.1 Caractéristiques Générales

Le système de drainage de la région métropolitaine fonctionne comme un réseau unitaire charriant à la fois les eaux pluviales et usées en temps de pluie, mais également des volumes importants de déchets provenant des industries et des centres urbains, de cadavres d'animaux, de déjections animales et humaines, d'ordures ménagères etc.

Le réseau de drainage de Port-au-Prince est constitué de grands collecteurs à ciel ouvert et d'une batterie de collecteurs moyens, de conduites circulaires majoritairement en béton et de canaux rectangulaires. Ces infrastructures sont construites dans la partie basse de la ville, dans les zones anciennement urbanisées. Par contre, le réseau se poursuit en montagne jusqu'à la ligne de crête et dans les zones d'urbanisation récente par des canaux naturels, à ciel ouvert, façonnés par le processus d'érosion. Dans ce contexte, les bassins versants de certaines ravines furent l'objet de luttes anti-érosives menées par le MTPTC (Ministère des Travaux Publics, des Transports et des Communications), à travers son projet de drainage des eaux pluviales de Port-au-Prince et par l'OSAMH (Organisme de Surveillance et d'Aménagement du Morne l'Hôpital) dans le cadre de la protection du Morne l'Hôpital (Léger, 2002).

2.4.2 Problématique environnementale

Le réseau de drainage de Port-au-Prince avait été conçu suivant le principe d'un réseau semi-séparatif, mais en réalité, il fonctionne comme un réseau unitaire. Généralement, les eaux grises et une partie des eaux vannes s'acheminent au réseau d'égout pluvial par de petits canaux ou des conduites en PVC. Les branchements sur les canaux de drainage ne donnent lieu à aucune restriction, ni contrôle ou tarification. Les eaux provenant des ménages, des industries et des centres de services urbains (hôpitaux, écoles, marché...) se déversent à la mer sans aucun traitement préalable.

Les problèmes d'assainissement relevés par Mompoint et Théleys (2004), relatifs au réseau de drainage de Port-au-Prince se présentent sous trois aspects :

2) le déversement et l'amoncellement d'immondices dans les canaux gênant le passage des eaux et constituant un facteur de grandes inondations ;

3) la pollution potentielle de la baie de Port-au-Prince générée par les effluents urbains drainés par les canaux vers la mer.

2.5 EUTROPHISATION & DYSTROPHISATION

La littérature a souvent tendance à confondre les deux concepts d'eutrophisation et de dystrophisation. De sorte que le premier s'emploie généralement dans les deux cas, tandis que le dernier est rare d'utilisation. Pourtant, il y a bien lieu de faire ressortir une nuance.

L'eutrophisation est l'enrichissement d'un milieu aquatique (lac, réservoir, cours d'eau ou rivage marin) en sels minéraux, entraînant une prolifération des plantes aquatiques (Encarta, 2004). Les écologistes l'utilisent pour décrire les habitats et communautés relativement productifs, par opposition à ceux dits « oligotrophes », caractérisés par une déficience en sels minéraux nutritifs indispensables à la croissance des végétaux.

Des études ont montré que l'eutrophisation se caractérise principalement par la disponibilité biologique en azote et, plus encore, par la disponibilité en phosphore. Les nitrates (composés azotés) étant surtout produits par l'activité des bactéries nitriques du sol, sont très solubles. S'ils ne sont pas absorbés par les plantes, ces derniers sont aisément lessivés par les eaux d'infiltration (Féray, 2000). Par contre, les phosphates (composés phosphorés) sont peu solubles. La petite quantité qui s'échappe avec les eaux d'infiltration se trouve généralement sous forme de particules.

La dystrophisation, quant à elle, implique la perturbation d'un milieu aquatique par une richesse excessive en éléments minéraux nutritifs (notamment l'azote et le phosphore) ; ce phénomène correspond à une eutrophisation trop importante (Encarta, 2004).

La dystrophisation est également appelée eutrophisation anthropique car la perturbation engendrée vient souvent du fait des activités humaines : déversements d'effluents urbains pollués par des matières organiques (eaux usées non traitées) ou pollutions diffuses liées à l'usage excessif d'engrais chimiques dans les terres cultivées (lessivées par les eaux de pluie). Les détergents à base de polyphosphates contribuent à l'aggravation du phénomène dans une proportion significative. Par ailleurs, l'apport important en substances nutritives entraîne une prolifération massive de la végétation aquatique et une diminution de la teneur en oxygène dissous dans les eaux. Le taux de décomposition bactérienne s'accroît parallèlement. En outre, les algues et les plantes aquatiques qui se développent en surface forment une couche opaque qui empêche la lumière de pénétrer dans les compartiments inférieurs du plan d'eau. Les poissons de type salmonidé (truites et saumons), qui affectionnent les eaux claires et oxygénées, disparaissent au profit des poissons de la famille des cyprinidés (comme les carpes et les brèmes). Au fur et à mesure de la raréfaction de l'oxygène, les bactéries réalisent des fermentations anaérobies, qui produisent de l'hydrogène sulfuré, à l'odeur putride, et de l'ammoniac. À terme, toute vie animale disparaît (Encarta, 2004).

Outre des répercussions écologiques catastrophiques incluant les perturbations dans les cycles des nutriments (en particulier ceux de l'azote et du phosphore), les changements dans la structure et le fonctionnement de la communauté biotique et le déséquilibre biologique (Karr, 1991), la dystrophisation a des conséquences économiques non négligeables : dégradation des pêcheries, augmentation du coût du traitement de l'eau potable, etc.

2.5.1 Définition et cycles biogéochimiques

Les cycles biogéochimiques et pratiquement tous les processus terrestres sont entretenus par l'énergie du soleil. Les cycles de la matière, souvent basés sur les cycles des éléments, sont d'une extrême importance dans l'environnement (Berner, 1994). Les cycles biogéochimiques globaux peuvent être perçus comme divers réservoirs, tels les océans, les sédiments et l'atmosphère, connectés par des conduits à travers lesquels la matière se déplace continuellement. Le mouvement d'un élément spécifique entre deux réservoirs particuliers peut être réversible ou irréversible. Les cycles de la matière auraient lieu même en absence de vie, mais ils sont fortement influencés par les formes vivantes, en particulier les végétaux et les microorganismes (Manahan, 2000).

Les cycles biogéochimiques sont largement divisés en cycles endogènes qui impliquent surtout les roches souterraines de différentes sortes, et en cycles exogènes qui ont lieu en grande partie sur la surface terrestre mais ayant généralement une composante atmosphérique (Gunter, 1991). Le cycle de l'azote en effet est exogène parce qu'une partie de son cycle (N₂) passe dans l'atmosphère. Tandis que le cycle du phosphore, n'ayant pas de composante gazeuse, est endogène.

2.5.2 L'azote

Élément chimique non métallique de symbole N, de numéro atomique égal à 7, l'azote a pour masse atomique 14,0067. Avec 5 électrons dans sa couche de valence, il fait partie du groupe Va (colonne 15) du tableau périodique des éléments. Il est principalement trivalent (comme dans la molécule de NH₃) (Encarta, 2004).

L'azote est un élément biogène participant, sous différentes formes, à la structure, au fonctionnement et à la reproduction des êtres vivants. Toutes les formes azotées font partie d'un cycle de transformations et de recyclage dont le bon déroulement est essentiel à l'équilibre des milieux naturels.

En milieu aquatique, cet équilibre peut être menacé par des facteurs «exogènes» qui causent des perturbations de différents ordres (Féray, 2000) :

§ purement physiques et mécaniques : apport de particules, augmentation plus ou moins importante du débit en fonction de la taille des rejets et celle du milieu aquatique...

§ physico-chimique : variation de température, pH, conductivité électrique, teneur en oxygène dissous, apport de composés carbonés, azotés et phosphorés, apport de composés susceptibles de se révéler toxiques pour les organismes aquatiques.

§ biologiques : perturbation des biocénoses découlant des modifications précédentes, apport de microorganismes.

2.5.2.1 Cycle de l'azote en milieu aquatique

L'azote étant présent à différents degrés d'oxydation dans l'eau, son cycle se résume à ce va-et-vient entre ses formes les plus oxydées et les plus réduites. Il s'agit de cycles d'assimilation, de minéralisation, de réduction et d'oxydation qui sont le fait d'organismes végétaux et animaux, auxquels est soumis l'azote (fig. 2.1).

Parmi les réactions biochimiques intervenant dans les nombreux processus du cycle :

Dénitrification: 4NO₃^- + 5{CH₂O} + 4H⁺ ^{Bactérie dénitrifiante} 2N₂(g) + 5CO₂(g) + 7H₂O

Figure 2.1.- Cycle de l'azote en milieu aquatique (Féray, 2000)

2.5.2.2 Origine des pollutions azotées

Les composés azotés en général, les nitrates en particulier proviennent essentiellement d'activités agricole, domestique et industrielle, réparties en des sources diffuses ou localisées (Féray, 2000 ; Miquel, 2003).

2.5.2.2.1 Sources diffuses

§ la déposition et l'entraînement par l'eau de pluie de gaz aérosols contenant de l'azote minéral (ammoniac et oxyde d'azote), produits par l'industrie (par combustion de carburants fossiles, incinération d'ordures...) et la décharge de composés agricoles (Longhurst et al., 1993 ; Seitzinger et Kroeze, 1998) ;

§ le ruissellement et le lessivage de sols agricoles fertilisés ou de zones de stockage d'excréments animaux, qui apportent essentiellement les formes d'ammoniaque et de nitrate (Krug, 1993). L'ion NH₄⁺ est considéré comme peu mobile dans la plupart des sols car il est facilement adsorbé dans les sols argileux et contenant beaucoup de matières organiques ; il devient cependant plus mobile dans les sols sableux ou ayant peu de matières organiques, suite à un lessivage de ces sols. L'ion NO₃^- est la forme la plus hydrosoluble de l'azote et il n'est pas facilement adsorbé sur les particules de sol. Sa présence est étroitement liée aux cycles hydrologiques et il peut être rapidement déplacé par l'action lessivante de l'eau infiltrante.

2.5.2.2.2 Sources localisées

§ les industries qui produisent des émissions d'ammoniaque ou qui en contiennent dans leurs effluents (exploitation du charbon, raffinerie du pétrole, métallurgie, synthèses chimiques, traitement des gaz...) et les industries qui utilisent les nitrates dans leurs procédés de fabrication et qui en rejettent dans les eaux (salaison des viandes, productions de fertilisants, d'explosifs, de verre...) ;

§ les systèmes de traitements des eaux usées et by-pass des stations d'épuration (en période de fortes précipitations), rejetant de l'azote organique et minéral (notamment sous les formes NH₄⁺ et NO₃^-) (Krug, 1993).

2.5.2.3 Conséquences des pollutions par l'azote

Comme les cycles naturels des autres éléments, celui de l'azote est normalement équilibré. Cependant, il peut-être délibérément ou par inadvertance perturbé par des activités agricoles ou industrielles, ou par des causes naturelles. Le résultat est une accumulation indésirable d'intermédiaires du cycle, qui peuvent entraîner un déséquilibre écologique, dont certains sont toxiques même à faible concentration (Kuenen et Robinson 1988 ; Heathwaite, 1993). En effet, l'impact et la toxicité des composés azotés dépendent de leur forme chimique et leur concentration (Féray, 2000). Les différents niveaux de pollutions en fonction des concentrations respectives des formes azotées sont répertoriés dans le tableau 2-1.

Tableau 2.1 : Grille pour les niveaux de pollution par les formes d'azote (Agence de l'eau Méditerranée Rhône Corse, 1995)

Formes de l'azote	N₀ Situation normale	N₁ Pollution modérée	N₂ Pollution nette	N₃ Pollution importante	N₄ Pollution très importante
NH₄⁺ (mg/l)	< 0.1	0.1 à 0.5	0.5 à 2	2 à 8	> 8
NO₂^- (mg/l)	< 0.1	0.1 à 0.3	0.3 à 1	1 à 2	> 2
NO₃^- (mg/l)	< 5	5 à 25	25 à 50	50 à 80	> 80
N Kjeldahl (mgN/l)	< 1	1 à 2	2 à 3	3 à 10	> 10

2.5.2.3.1 Impact de la pollution par l'azote ammoniacal sur l'environnement

Des niveaux excessifs d'ammoniaque peuvent être néfastes à la vie aquatique. Les poissons peuvent souffrir d'une perte d'équilibre, d'hyperexcitabilité, d'une augmentation de l'activité respiratoire et de la consommation d'oxygène, d'une augmentation du rythme cardiaque. Des effets sublétaux divers peuvent apparaître : réduction du succès d'éclosion, réduction du taux de croissance et du développement morphologique, lésion des branchies, du foie, des reins... A des niveaux extrêmes en ammoniac, ils peuvent souffrir de convulsions, suivies de coma et de mort. La concentration létale (Cl₅₀96h) pour un certain nombre d'espèces de poissons varie entre 0.2 et 1.1 mg NH₃/L pour les salmonidés et entre 0.7 et 3.4 mg NH₃/L pour les cyprinidés (Garric, 1987).

2.5.2.3.2 Impact de la pollution par les nitrates et les nitrites sur l'environnement

Selon Eddy et Williams (1994), outre une toxicité des nitrites pour la faune aquatique le risque environnemental associé aux nitrates et nitrites est aussi lié à l'enrichissement en éléments nutritifs qu'ils représentent. En effet, la croissance des macrophytes et du phytoplancton est stimulée essentiellement par l'azote, généralement associé au phosphore.

2.5.3 Le phosphore

Découvert vers 1669 par l'alchimiste allemand Hennig Brand, le phosphore est un élément chimique non métallique réactif de symbole P et de numéro atomique 15. Il appartient au groupe 15 (ou Va) de la classification périodique (Encarta, 2004).

Le phosphore entre dans la composition de toutes les cellules des organismes vivants. Etres humains, animaux, plantes et microorganismes, tous dépendent entièrement du phosphore pour vivre et se reproduire. Les acides nucléiques constituant le matériel génétique aussi bien que les protéines des organismes vivants en contiennent. Le phosphore, élément essentiel à la vie, n'a pas de toxicité propre et ne présente pas de risque sanitaire direct. Il peut néanmoins provoquer des dommages très importants à l'environnement et particulièrement au milieu aquatique au travers de son principal effet : l'« eutrophisation », c'est-à-dire l'enrichissement du milieu qui se manifeste par le développement exacerbé d'algues et de végétaux aquatiques (Lemercier, 2003).

2.5.3.1 Les formes du phosphore

Dans l'environnement, le phosphore est présent sous différentes formes. On distingue les formes dissoutes des formes particulaires. Le phosphore dissous (ou soluble) est présent dans l'eau et la solution du sol sous forme minérale (ions orthophosphates, les différents anions de l'acide phosphorique H₂PO₄^-et HPO₄^2- et les polyphosphates) ou organique (trioses phosphates, acides nucléiques, phospholipides, acides phosphoriques de sucre et leurs formes dégradées). Le phosphore particulaire regroupe toutes les formes de phosphore liées aux minéraux, à des débris divers ou incorporées dans les organismes (Lemercier, 2003).

2.5.3.2 Cycle du phosphore dans les milieux aquatiques

Le cycle du phosphore est capital dans la mesure où le phosphore est ordinairement le nutriment limitant dans les écosystèmes (figure 2.2). Dans la géosphère, le phosphore provient largement de minéraux peu solubles, tel l'hydroxyhapathite, un sel de calcium, dont les gisements constituent la plus grande réserve de phosphate dans l'environnement. Le phosphore soluble, issu des minéraux phosphates et d'autres sources comme les fertilisants, est prélevé par les végétaux (assimilation) et incorporé dans les acides nucléiques formant le matériel génétique des organismes. La minéralisation de la biomasse par la décomposition microbienne fait retourner le phosphore dans la solution, à partir de laquelle il peut se précipiter sous forme minérale (Manahan, 2000).

Figure 2.2 : Cycle du Phosphore dans les milieux aquatiques (Hanna, 2005)

2.5.3.3 Sources principales de pollution par les phosphates

Les phosphates rejetés dans l'environnement proviennent des activités agricoles (engrais) et industrielles, des déjections humaines, des détergents ou lessives phosphatées (CNRS, 2005). Ils sont aussi générés et dans une moindre mesure, par les insecticides à base d'organophosphates (Manahan, 2000).

2.5.3.4 Pollution par les phosphates

Le phosphore n'est pas toxique intrinsèquement pour la faune et la flore terrestres et aquatiques. Par contre, l'« eutrophisation », conséquence directe majeure d'un excès de phosphore dans le milieu, a des effets très préoccupants à de nombreux niveaux (Lemercier, 2003).

En effet, les phosphates contenus dans les détergents ménagers ont des effets dangereux sur l'environnement. Ces détergents polluent l'eau ; les phosphates étant un nutriment primaire pour l'algue (Encarta, 2004). Par contre, les organophosphates (insecticides) subissent rapidement une biodégradation et ne connaissent pas de bioaccumulation. Ainsi, en raison de leur haute biodégradabilité et la restriction de leur utilisation, sont-ils relativement de peu d'importance parmi les polluants aquatiques phosphatés (Manahan, 2000).

2.5.3.4.1 Impact sur l'environnement

La dystrophisation (ou la prolifération excessive d'algues) est souvent liée à la pollution par les phosphates. En effet, les algues peuvent se développer à des teneurs en phosphate aussi faible que 0.05mg/L. Tandis que, de façon générale, les eaux usées municipales contiennent environ 25mg/L de phosphate (orthophosphates, polyphosphates et phosphates insoluble) (Manahan, 2000).

2.5.3.5 Conclusion et objectif du projet

L'azote et le phosphore sont deux éléments importants des cycles biogéochimiques. Leur rôle privilégié dans le métabolisme des cellules vivantes explique le fait qu'ils constituent les éléments principaux des engrais utilisés depuis longtemps pour accroître les productions végétales. Cependant, dans l'environnement les apports d'azote et de phosphore ne sont pas limités aux seules activités agricoles. Chaque habitant rejette par jour 9 à 12 g d'azote (essentiellement associé aux urines) et 3 à 4 g de phosphore, provenant principalement des détergents et des poudres à lessiver où son usage vise à limiter les inconvénients (entartrage) induits par la dureté de l'eau. On les retrouve ainsi sous des formes solides et dissoutes dans les eaux usées et, finalement, en partie tout au moins dans les milieux aquatiques, en particulier les eaux de surface (Miquel, 2003).

Arrivés dans ces milieux aquatiques, ces nutriments vont provoquer un développement accru des différentes formes de végétation présentes (algues, végétaux flottants, ...), de la même manière que cela se produit dans les écosystèmes agricoles. Ce phénomène peut atteindre un niveau excessif appelé dystrophisation, qui se manifeste parfois de manière très tangible : mortalités piscicoles, pH extrêmes, prolifération d'espèces envahissantes, gêne à la navigation et à la baignade, etc ... (Miquel, 2003).

D'où l'objectif renouvelé de ce projet d'évaluer les concentrations respectives des formes chimiques des ces nutriments en vue de prévoir le danger qu'ils représentent principalement sur cette zone reconnue sensible, d'après la directive de la Commission européenne (1998), que constitue la baie de Port-au-Prince (91/271/CEE).

III. METHODOLOGIE

3.1 CADRE GEOPHYSIQUE DE L'ETUDE

3.1.1 Délimitation spatiale

Port-au-prince, capitale d'Haïti est située au fond du golf de la Gonâve. Ses coordonnées géographiques sont : 18°32' de latitude Nord et 72°20' de longitude Ouest. Elle s'étale dans la partie Sud-Ouest de la plaine du Cul-de-sac et sur les piémonts du Massif de la Selle, entre la mer à l'Ouest, l'Étang Saumâtre à l'Est, les Montagnes du Trou d'Eau au Nord, et les contreforts du Massif de la selle, au Sud. La région métropolitaine de Port-au-prince couvre une superficie de 20 000 hectares (Lhérisson, 1999).

3.1.2 Aspects socio-économiques

Dans le cadre de la présente étude, entrent en particulier deux communes de l'arrondissement de Port-au-Prince (2 109 517 habitants): la commune de Port-au-Prince avec ses 704 777 habitants constituant 149 299 ménages ; la commune de Pétion-Ville totalisant 61 616 ménages pour une population de 283 052 habitants (IHSI, 2003). Les eaux usées générées au niveau de ces 2 communes par les ménages, les industries et les centres de services urbains (hôpitaux, écoles, marché...), sont susceptibles d'être drainées par la ravine Bois de Chêne avant d'être déversées à la mer (Lhérisson, 1999).

3.1.3 Climat

La région métropolitaine est caractérisée par une alternance de saisons pluvieuses (avril - mai et août - octobre) et de saisons sèches (juin - juillet et novembre - mars). La température moyenne annuelle oscille entre 20 et 35 °C. La pluviométrie varie à travers les différentes communes de l'aire métropolitaine. Ainsi, on peut mesurer moyennement 1042 mm/an à Damien pendant qu'on en obtient 1431 à Pétion-Ville (Lhérisson, 1999).

3.1.4 Géologie

La région métropolitaine correspond à un synclinal faillé des deux côtés, constituant un graben rempli de dépôts marins tertiaires, pour passer ensuite à des dépôts continentaux. Le flanc Nord du massif de la Selle constitue le « château d'eau » de la région de Port-au-Prince. Le Morne l'Hôpital est constitué d'un massif calcaire datant de l'Éocène allant de la Tête-de-l'Eau à l'Est jusqu'à la Rivière Froide à l'Ouest et couvrant une superficie d'environ 30 km². Il peut être divisé en deux grandes unités géomorphologiques :

§ La partie Est, allant des ravines de Tête-de-l'Eau / La Boule et Bois de Chêne jusqu'à St-Jude (Ferrier), est constituée de calcaire, d'un carbonate de calcium presque pur, broyé, cimenté et siliceux par endroit ;

§ La partie Ouest, allant de Descayettes St-Jude, à Bertin Rivière Froide, est plutôt faite de calcaire marneux faiblement stratifié, se reposant dans la région de la Rivière Froide sur un conglomérat qui forme à certains endroits le lit de la rivière et à d'autres, les berges.

3.1.5 Hydrologie

Le réseau hydrographique de la Région Métropolitaine de Port-au-Prince est formé de cours d'eau et ravines qui drainent les trois bassins versants de Saint-Marc au Nord, du Cul-de-Sac au centre et de Léogâne/Carrefour à l'Ouest. La conurbation métropolitaine n'est traversée par aucun cours d'eau. Elle l'est cependant par un nombre considérable de ravines sèches (vingt au moins) d'importance inégale. La majorité de ces ravines prennent naissance sur le flanc nord du Morne l'Hôpital ou dans les hauteurs de Pétion-Ville.

3.1.6 Présentation de la Ravine Bois de Chêne

Une vingtaine de ravines forment le réseau de drainage du Morne l'Hôpital. Les neuf plus importantes traversent celui-ci dans sa partie Est et constituent les affluents de la Ravine Bois de Chêne. Ce sont :

La ravine Bois de Chêne, le plus grand collecteur du système de drainage de Port-au-Prince, s'oriente d'Est en Ouest vers la baie de Port-au-Prince, serpente l'espace administratif de la région métropolitaine de Port-au-Prince, principalement les communes de Pétion-Ville et de Port-au-Prince (Léger, 2002). Longue d'environ 10 Km, elle prend naissance au morne l'hôpital à plus de 400 m d'altitude dans les hauteurs de Pétion-Ville. Au cours des années 80, a été aménagé en béton un tronçon de 2 Km, allant du corridor Bois de Chêne (18^o30'10'' de Latitude Nord et 72^o20'35'' de Longitude Est), jusqu'à l'intersection des rues Harry Truman et Oswald Durand (18^o30'10'' de Latitude Nord et 72^o21'35'' de Longitude Est). Dans le cadre de notre travail, ce tronçon bétonné (le canal Bois de Chêne) a été retenu comme site expérimental pour le prélèvement de nos échantillons.

3.1.7 Site expérimental

Sept stations ont été prédéfinies pour le prélèvement des échantillons, et leurs coordonnées géographiques précisément déterminées à l'aide d'un GPS Garmin. Dans la perspective d'une meilleure couverture du site, lesdites stations sont choisies à proximité des intersections. Elles son notées BCP1, BPCP2, BCP3, BCP4, BCP5, BCP6 et BCP7, tel qu'illustré sur la figure 3.1. Le sens du prélèvement se fait d'aval vers l'amont (de BCP1 à BCP7), pour éviter toute répétition malencontreuse d'un même effluent dans les échantillons.

Figure 3.1 : Site expérimental et stations de prélèvement

3.2 MATERIEL ET METHODES

3.2.7 Matériels

Certains matériels nous accompagnaient sur le terrain, tandis que d'autres servaient aux dosages effectués au laboratoire.

3.2.1.1 Matériels utilisés in situ

§ Un Iono-mètre WTW pH 340ION, instrument fonctionnant au moyen de deux électrodes : l'une métallique, est l'électrode de référence ; l'autre, en verre est l'électrode spécifique à la mesure du pH ;

§ Un GPS Garmin, (une courtoisie de l'UTSIG), pour la localisation des stations ;

3.2.1.2 Matériels utilisés au laboratoire

§ Un Spectroquant NOVA 60, pour le dosage spectrophotométrique de la demande chimique en oxygène (DCO), de l'azote ammoniacal, des nitrates et des phosphates ;

§ Des kits de dosage de la DCO, de l'azote ammoniacal, des nitrates et des phosphates ;

3.2.8 Méthodes

3.2.8.1 Choix du site et des stations

Le choix du tronçon bétonné de la ravine Bois de Chêne comme site expérimental de cette étude satisfait l'hypothèse selon laquelle les polluants sont plus mobiles sur la partie structurée en béton que celle en terre où il peut y avoir adsorption de polluants dans le sol (Février, 2001 ; Mompoint et Théleys, 2004). Les stations sont choisies à proximité des intersections en vue d'une meilleure couverture du site.

3.2.2.3 Enquête exploratoire

Plusieurs visites d'observation du site expérimental et de son environnement ont été effectuées dans le but d'identifier en particulier, les sources ponctuelles de pollution par les nitrates et les phosphates.

3.2.2.3 Echantillonnage

Les échantillons ont été collectés au niveau des 7 stations suivant la méthode de prélèvement manuel instantané. Chaque échantillon est donc spécifique à l'instant et au lieu de prélèvement. En principe cependant, les résultats moyens obtenus à partir d'un grand nombre d'échantillons de ce type donnent la même information qu'un échantillon composite(*) (Manahan, 2000).

Les échantillons sont récoltés dans des flacons, préalablement lavés et rincés à l'eau distillée. Ils sont conservés autour de 4 °C et acheminés au laboratoire Unité de Recherche en Environnement de la Faculté des Sciences (URE/FDS), au Laboratoire de la Qualité de l'Eau et de l'Environnement de l'Université Quisqueya (LAQUE/UNIQ), et/ou au Laboratoire de Chimie de la FAMV, dans un délai n'excédant pas 3 heures.

3.2.2.4 Campagne de prélèvement des échantillons

Les quatre (4) journées de prélèvements ont été réalisées du 10 février au 10 mai, période s'échelonnant sur deux (2) saisons pluviométriques différentes. Ce choix nous permet une comparaison entre les niveaux de pollution générés par les nutriments, dépendamment des saisons sèche et pluvieuse.

3.2.2.5 Conservation des échantillons d'eaux

Il n'est pas possible de protéger complètement un échantillon d'eau des changements de sa composition. Cependant, divers additifs et techniques de traitement peuvent être employés en vue de minimiser la détérioration des échantillons. La méthode de préservation d'échantillons la plus générale est la réfrigération à 4 °C. La congélation devrait normalement être évitée à cause des changements physiques_ formation de précipités et perte des gaz_ qui affectent négativement la composition de l'échantillon (Manahan, 2000).

Le temps de conservation varie de zéro pour des paramètres comme la température (mesure in situ), à 6 mois pour les métaux. D'autres types d'échantillons, destinés à la détermination de l'acidité, de l'alcalinité, et diverses formes de l'azote ou du phosphore, ne devraient pas tenir pour plus de 24 heures (Clesceri et al., 1998), en raison du risque d'adsorption de ces substances à la paroi du contenant.

3.2.2.6 Analyses physico-chimiques

3.2.2.6.1 Mesures in situ

Certains paramètres physico-chimiques ont été déterminés immédiatement et in situ. Tel a été le cas pour le pH, la conductivité électrique (CE) et la température de l'eau.

Le conductimètre WTW-LF330 (multifonction) a été utilisé pour mesurer la CE, la salinité et les solides totaux dissous (STD). Le même instrument nous a permis de déterminer la température.

3.2.2.6.2 Dosages au laboratoire

La demande chimique en oxygène (DCO), les nitrates, l'azote ammoniacal et les phosphates ont été dosés à l'aide du Spectroquant NOVA 60.

Pour mesurer la DCO, l'échantillon est oxydé par une solution sulfurique chaude de dichromate de potassium avec du sulfate d'argent comme catalyseur. Les chlorures sont masqués par le sulfate de mercure. La concentration des ions Cr³⁺ verts est ensuite dosée par spectrophotométrie, à 593 nm.

Le nitrate réagit avec le Nitrospectral (un réactif contenu dans le kit des nitrates) dans de l'acide sulfurique concentré pour donner un composé azoté rouge vif. Un facteur de conversion de 4.4, donné par la méthode photométrique, permet de déduire la concentration en nitrate à partir de l'azote dosé, à la longueur d'onde de 515 nm.

Par alcalinisation à pH 13, l'ammoniac réagit avec l'hypochlorite pour donner le monochloramine qui, dans une réaction catalysée en deux étapes, forme avec le thymol un indophénol bleu. Le dosage s'effectue à 690 nm et le facteur de conversion est de 1.3.

En solution sulfurique, les orthophosphates réagissent avec le vanadate d'ammonium et l'heptamolybdate d'ammonium pour donner un complexe jaune orange de l'acide phosphomolybdovanadique, dosé à 400 nm. La conversion de la concentration de phosphore en phosphate accuse un facteur de 3.

3.2.2.7 Calculs statistiques

Les déterminations des moyennes arithmétiques, coefficients de variation, intervalles de confiance, minima, maxima ont été effectuées à l'aide du tableur MS Excel. La moyenne arithmétique () a été déterminée suivant l'équation :

Le coefficient de variation (CV) a été calculé à partir de l'écart type (s) de l'échantillon.

Le CV est préféré à la variance ou à l'écart-type en raison du fait qu'il donne une meilleure idée de la dispersion des données, en pourcentage et dans la même unité que celles-ci (Copin, 2005, comm. Pers.).

L'intervalle de confiance (IC) est calculé pour un risque d'erreur de première espèce de 5%, afin d'identifier les valeurs extrêmes susceptibles d'engendrer des biais dans les calculs de tendances centrales

IV. RESULTATS ET DISCUSSIONS

4.1 RESULTATS

Les résultats sont distinctement présentés et discutés pour deux saisons pluviométriques différentes : saison pluvieuse (novembre à mars) et saison sèche (avril à mai) (Lhérisson, 1999). Les tableaux 4.1, 4.2 et 4.3 présentent les résultats obtenus pour les différentes journées de prélèvement de la saison sèche, tandis que les tableaux 4.4, 4.5 et 4.6 donnent ceux obtenus lors de la saison pluvieuse.

La valeur mesurée de chaque paramètre, au cours d'une journée donnée et au niveau d'une station bien déterminée est unique (Manahan, 2000). Cependant, s'agissant de la même matrice, nous nous permettons d'approximer les concentrations moyennes journalières qui arrivent au niveau de la baie de Port-au-Prince et leurs coefficients de variation. Plus loin, au niveau des tableaux 4.3 et 4.6, nous simulons deux journées fictives : l'une à partir des tableaux 4.1 et 4.2 ; l'autre, des tableaux 4.4 et 4.5, nous donnant une idée globale de la saison sèche et de la saison pluvieuse respectivement.

4.1.1 Les paramètres de l'étude

A côté de ceux qui entrent directement dans le cadre de la présente étude (nitrate, azote ammoniacal, phosphate), d'autres paramètres physico-chimiques dits globaux ont été mesurées. Ce fut le cas pour la température, le pH, la CE, la DCO, dont la discussion des résultats obtenus permet de mieux cerner la problématique de l'étude.

4.1.2 Présentation des résultats de la saison sèche

4.1.2.1 Journée 1

Les premiers échantillons ont été prélevés au cours de la matinée du jeudi 10 février 2005. Les résultats enregistrés sur les différentes stations, in situ et au laboratoire, sont présentés dans le tableau 4.1. L'échantillon prélevé sur la station BCP6 étant soupçonné comme un « cas accidentel », ses valeurs extrêmes tombant en dehors de l'intervalle de confiance ne sont pas prises en compte dans les calculs de tendance centrale.

Stations	T ^o C	CE (mS/cm)	pH(*)	DCO (mg/L)	N0₃^- (mg/L)	NH₃ (mg/L)	PO₄^3- (mg/L)
BCP1	26.80	1.83	7.14	404.00	11.32	2.76	19.20
BCP2	28.00	1.60	7.26	306.00	1.76	3.07	23.70
BCP3	29.10	1.56	7.22	618.00	1.76	2.39	21.30
BCP4	27.80	1.50	7.22	508.00	1.76	2.55	19.20
BCP5	26.40	1.16	7.44	620.00	2.20	3.01	15.30
BCP6	29.20	14.25	1.56	512.00	22.88	0.91	51.30
BCP7	27.60	1.51	7.39	204.00	0.88	2.33	14.40
	27.84	1.53	7.28	453.14	3.28	2.69	18.85
Minimum	26.40	1.16	1.56	204.00	0.88	0.91	14.40
Maximum	29.20	14.25	7.44	620.00	22.88	3.07	51.30
CV	3.79%	14.17%	1.56%	34.62%	120.80%	11.67%	18.71%
IC	#177; 0.78	#177; 3.57	#177; 1.60	#177; 116.2	#177; 6.11	#177; 0.54	#177; 9.39

4.1.2.2 Journée 2

La deuxième journée de prélèvement des échantillons a lieu le 09 mars 2005, soit à environ 1 mois d'intervalle. Le tableau 4.2 présente les valeurs déterminées pour les différents paramètres et au niveau des 7 stations.

Stations	T ^o C	CE (mS/cm)	pH	DCO (mg/L)	N0₃^- (mg/L)	NH₃ (mg/L)	PO₄^3- (mg/L)
BCP1	30.00	ND^1(*)	7.70	154.00	12.76	3.61	19.00
BCP2	30.50	ND	8.00	248.00	2.20	2.11	32.00
BCP3	29.00	2.03	8.30	332.00	4.40	1.60	55.00
BCP4	29.30	2.37	8.00	316.00	4.40	1.44	47.00
BCP5	28.90	2.11	8.30	296.00	20.24	2.02	49.00
BCP6	29.10	2.98	8.50	630.00	1.32	0.23	62.00
BCP7	31.00	1.64	8.00	178.00	3.96	2.92	15.00
	29.69	2.45	8.11	307.71	7.04	1.99	39.86
Minimum	28.90	1.64	7.70	154.00	1.32	0.23	15.00
Maximum	31.00	3.00	8.50	630.00	20.24	3.61	62.00
CV	2.77%	22.63%	3.29%	51.16%	98.16%	54.50%	45.45%
IC	#177; 0.61	#177; 0.41	#177; 0.20	#177; 116.62	#177; 5.12	#177; 0.80	#177; 13.42

4.1.2.3 Journée fictive 1

Les résultats de la première journée dite fictive prennent en compte les valeurs minima et maxima des journées 1 et 2. Les valeurs relatives à chaque paramètre, pour chacune des stations du tableau 4.3 sont obtenues par calculs des moyennes respectivement sur les valeurs correspondantes des deux journées précédentes^2(*). Le CV est calculé à partir des résultats générés.

Stations	T ^o C	CE (mS/cm)	pH	DCO (mg/L)	N0₃^- (mg/L)	NH₃ (mg/L)	PO₄^3- (mg/L)
BCP1	28.40	2.42	7.42	279.00	12.04	3.19	19.10
BCP2	29.25	2.30	7.63	277.00	1.98	2.59	27.85
BCP3	29.05	1.80	7.76	475.00	3.08	2.00	38.15
BCP4	28.55	1.94	7.61	412.00	3.08	2.00	33.10
BCP5	27.65	1.64	7.87	458.00	11.22	2.52	32.15
BCP6	29.15	8.62	8.50	571.00	12.10	0.57	56.65
BCP7	29.30	1.58	7.69	191.00	2.42	2.63	14.70
	28.76	2.98	7.81	380.43	5.02	2.16	32.44
Minimum	26.40	1.16	1.56	154.00	0.88	0.23	14.40
Maximum	31.00	14.25	8.50	630.00	22.88	3.61	62.00
CV	2.09%	24.11%	4.30%	35.45%	90.90%	43.70%	47.44%
IC	#177; 0.45	#177; 1.88	#177; 0.74	#177; 99.91	#177; 3.38	#177; 0.70	#177; 11.40

4.1.3 Présentation des résultats de la saison pluvieuse

Pour la saison pluvieuse la campagne de prélèvement des échantillons a débuté plus de 2 semaines après les premières pluies. Elle s'étend du 20 avril au 11 mai 2005. Les tableaux 4.4, 4.5, 4.6 résument les résultats respectifs de chaque journée.

4.1.3.1 Journée 4

Les premiers échantillons pour cette saison ont été collectés comme à l'habitude sur les 7 stations le 20 avril 2005. Le tableau 4.4 présente les résultats obtenus.

Stations	T ^o C	CE (mS/cm)	pH	DCO (mg/L)	N0₃^- (mg/L)	NH₃ (mg/L)	PO₄^3- (mg/L)
BCP1	27.10	1.98	8.10	324.00	6.16	2.97	12.60
BCP2	29.20	1.91	8.00	360.00	5.28	3.31	9.60
BCP3	29.40	1.79	8.20	540.00	6.16	3.35	17.10
BCP4	27.70	1.31	8.30	352.00	6.60	3.83	8.10
BCP5	27.70	1.44	8.30	284.00	9.68	3.40	7.20
BCP6	32.00	2.36	8.50	482.00	10.12	2.45	19.20
BCP7	32.10	1.55	8.10	316.00	6.16	3.93	3.60
	29.31	1.76	8.21	379.71	7.17	3.32	11.06
Minima	27.10	1.31	8.00	284.00	5.28	2.45	3.60
Maxima	32.10	2.36	8.50	540.00	10.12	3.93	19.20
CV	6.98%	20.46%	2.04%	24.90%	26.70%	15.16%	50.43%
IC	#177; 1.52	#177; 0.27	#177; 0.12	#177; 70.04	#177; 1.42	#177; 0.37	#177; 4.13

4.1.3.2 Journée 5

Cette journée de prélèvement a eu lieu le 11 mai 2005. Elle a eu la particularité que le site, pour une fois, donnait un aspect d'une relative salubrité. La saison des pluies venant de commencer et laissant déjà présager des inondations et d'autres catastrophes écologiques, imposait la nécessité de curer le lit de la ravine Bois de Chêne. La différence est clairement ressortie à travers les résultats présentés dans le tableau 4.5.

Stations	T ^o C	CE (mS/cm)	pH(*)	DCO (mg/L)	N0₃^- (mg/L)	NH₃ (mg/L)	PO₄^3- (mg/L)
BCP1	27.10	1.58	7.20	194.00	0.88	12.25	2.40
BCP2	28.50	1.67	7.54	160.00	5.72	11.93	5.70
BCP3	28.00	1.63	7.64	182.00	2.20	12.90	8.10
BCP4	28.50	1.70	7.54	184.00	1.32	11.54	6.00
BCP5	28.30	1.63	7.60	194.00	1.32	2.72	6.90
BCP6	29.80	1.76	7.71	154.00	1.76	16.06	9.30
BCP7	30.10	1.00	7.34	130.00	2.20	2.00	4.20
	28.61	1.57	7.51	171.14	2.20	9.91	6.09
Minima	27.10	1.00	7.20	130.00	0.88	2.00	2.40
Maxima	30.10	1.76	7.71	194.00	5.72	16.06	9.30
CV	3.61%	16.38%	2.20%	13.99%	73.94%	54.20%	38.15%
IC	#177; 0.77	#177; 0.19	#177; 0.14	#177; 17.73	#177; 1.20	#177; 3.98	#177; 1.72

4.1.3.3 Journée fictive 2

Comme pour la première journée fictive, celle-ci est obtenue à partir des journées 4 et 5. Les valeurs des paramètres pour chaque station sont calculées à partir de la moyenne des résultats respectifs des deux journées précédentes. Les valeurs extrêmes sont déterminées en considérant les maximum et minimum des deux. Le CV est calculé directement. Le tableau 4.6 en fait le résumé.

Stations	T ^o C	CE (mS/cm)	pH	DCO (mg/L)	N0₃^- (mg/L)	NH₃ (mg/L)	PO₄^3- (mg/L)
BCP1	27.10	1.78	7.65	259.00	3.52	7.61	7.50
BCP2	28.85	1.79	7.77	260.00	5.50	7.62	7.65
BCP3	28.70	1.71	7.92	361.00	4.18	8.13	12.60
BCP4	28.10	1.51	7.92	268.00	3.96	7.69	7.05
BCP5	28.00	1.54	7.95	239.00	5.50	3.06	7.05
BCP6	30.90	2.06	8.11	318.00	5.94	9.26	14.25
BCP7	31.10	1.28	7.72	223.00	4.18	2.97	3.90
	28.96	1.67	7.86	275.43	4.68	6.62	8.57
Minima	27.10	1.00	7.60	130.00	0.88	2.00	2.40
Maxima	32.10	2.36	8.11	540.00	10.12	16.06	19.20
CV	5.19%	15.14%	2.12%	17.40%	20.06%	38.21%	41.77%
IC	#177; 1.11	#177; 0.19	#177; 0.12	#177; 35.49	#177; 0.70	#177; 1.87	#177; 2.65

4.2 DISCUSSIONS

4.2.1 Correction du pH

Contrairement à l'habitude, les valeurs de pH de la première journée de prélèvement de la saison sèche, ainsi que celles de la deuxième journée au cours de la saison pluvieuse n'ont pas pu être déterminées in situ. Alors, les valeurs obtenues au laboratoire ont été corrigées conformément à l'équation proposée par Rodier (1996) :

4.2.2 Formes de l'azote ammoniacal

De façon théorique, l'azote ammoniacal existe en solution aqueuse sous forme d'ions ammonium (NH₄⁺) ou d'ammoniac (NH₃), dépendamment du pH de la solution, conformément à l'équation d'équilibre qui suit (Metcalf et Eddy, 1991) :

A des niveaux de pH supérieurs à 7, l'équilibre est déplacé à gauche, mais à des niveaux de pH inférieurs à 7 l'ion ammonium est prédominant (Metcalf et Eddy, 1991 ; Emmanuel et al., 2005).

Or, à l'exception de la station BCP6 et seulement pour la première journée (réelle) de prélèvement qui accuse un effluent très acide (pH= 1.56), le pH des échantillons est généralement supérieur à 7. Ce qui traduit une prédominance de l'ammoniac, gaz dissous, très toxique pour les poissons (Miquel, 2003).

4.2.3 Discussions sur les résultats de la saison sèche

4.2.3.1 Paramètres globaux

a) La température des échantillons pour la saison sèche varie de 26.4 ^oC à 31 ^oC. La plus grande valeur a été enregistrée sur la dernière station, lors de la deuxième journée. On en déduit que le dernier échantillon prélevé a bénéficié d'une plus grande quantité d'énergie du soleil. Soulignons toutefois que les valeurs enregistrées sur les stations BCP1, BCP2 et BCP7, au cours de la deuxième journée excèdent la limite maximale fixée à 30 ^oC pour les effluents à déverser dans le milieu naturel (MATE, 1998). La moyenne de la saison, autour des 28,76 ^oC montre qu'il n'y a pas un problème de pollution thermique. Le danger semble s'écarter encore plus lorsqu'on considère que cette température moyenne tombe dans les limites d'acceptabilité voire de confort de la flore et de faune aquatiques tropicales d'Haïti. Nous craignons toutefois que des températures relativement élevées ne favorisent le développement d'autres phénomènes plus néfastes.

b) Hormis les stations BCP1 et BCP2 (journée 2) dont les valeurs trop élevées échappaient à la lecture de notre conductimètre, la conductivité électrique des effluents d'eau de la ravine Bois de Chêne pour la saison sèche varie de 1.16 à 14,25 mS/cm. Ces valeurs, d'après Mompoint et Théleys (2004) indiquent une minéralisation importante et confirment la présence de cations et d'anions comme les nitrates et les phosphates. Par exemple les CE des stations BCP2 et BCP3 du tableau 4.1, respectivement 1.60 mS/cm et 1.56 mS/cm, relativement proches, accusent les mêmes teneurs en nitrates (1.76 mg/L) et à peu près des valeurs égales en azote ammoniacal (3.07 mg/L et 2.39 mg/L) et en phosphates (23.70 mg/L et 21.30 mg/L). La concentration en nitrates de la BCP3 pourrait s'expliquer par une oxydation plus importante, exprimée par sa DCO (618 mg/L).

c) La DCO correspond à une estimation de la matière oxydable présente dans l'eau, que la matière soit d'origines minérale ou organique. Elle varie à travers les stations et les journées de prélèvement de 154 à 630 mg/L. Ces valeurs sont faibles en comparaison à d'autres (de l'ordre de 1000 mg/L) enregistrées sur à peu près le même site dans le cadre d'une précédente étude (Mompoint et Théleys, 2004). Ce qui traduirait une baisse d'environ 40% de la quantité de matière oxydable, et en même temps, un regain théorique proportionnel d'oxygène dissous (OD) dans les effluents d'eau de la ravine Bois de Chêne.

d) Le pH est généralement alcalin. La moyenne pour toute la saison (7.81), proche de la neutralité, ne génère a priori aucun danger pour les écosystèmes de la baie de Port-au-Prince. Cependant, nous notons curieusement que les deux valeurs extrêmes (minimum et maximum) sont obtenues sur la même station BCP6 : 1.56 lors de la première journée, 8.50, la deuxième. Si cette dernière valeur se retrouve encore dans les limites admissibles (MATE, 1998), la première, incroyablement faible, accuse un cas de pollution chimique, sans doute accidentel. Un effluent ayant un tel niveau d'acidité est dangereux et se révélerait très toxique pour de nombreux organismes vivants, s'il arrivait au niveau de la baie. Dès lors, nous pouvons questionner entre autres l'application du Décret du 8 avril 1977, quant à tout contrôle jugé nécessaire pour ``prévenir la pollution, la contamination et les autres risques pouvant mettre en danger l'équilibre biologique du milieu marin'' (COHPEDA, 1995).

4.2.3.2 Nitrates

Quant aux nitrates, ils varient de 0.88 à 22.08 mg/L qui correspondent respectivement à une situation normale ( 5 mg/L) et une pollution modérée (5 à 25 mg/L) (fig. 4.1). Les coefficients de variation (CV), respectivement de 120.80% et 98.16% pour les journées 1 et 2, confirment l'unicité de chacun des échantillons prélevés. S'il n'en tenait qu'aux nitrates, le danger de dystrophisation serait écarté pour la saison sèche, à l'exception des stations BCP1, BCP5 et BCP6 qui accusent des cas de pollution modérée (Agence de l'eau Méditerranée Rhône Corse, 1995). Par ailleurs, les concentrations dosées sur la station BCP6 pour les journées 1 et 2 sous-entendent une certaine corrélation négative spécifique entre les nitrates et le pH : la plus faible valeur de pH (1.56) correspond à la plus forte concentration en nitrates (22.88 mg/L) pour la première journée ; de même, pour la seconde journée, le pH le plus élevé (8.5) rencontre la teneur la plus faible en nitrate (0.23 mg/L). Cette tendance ne peut cependant pas s'étendre à toutes les stations.

Figure 4.1 : Niveaux de pollution par les nitrates en saison sèche

4.2.3.3 Azote ammoniacal

L'azote ammoniacal semble générer un danger allant de la pollution nette (0.5 à 2 mg/L) à la pollution importante (2 à 8 mg/L). Sauf au niveau de la fameuse station BCP6 qu'on enregistre un cas de pollution modérée, accusée par la valeur minimale de 0.23 mg/L (fig. 4.2). En outre, la charge moyenne d'ammoniac déversée dans la baie est autour des 2.21 mg/L, valeur correspondant, dans les essais écotoxicologiques, à une concentration létale (Cl₅₀96h) pour des familles résistantes de poisson, telles les Cyprinidés (Garric, 1987).

Figure 4.2 : Niveaux de pollution par l'azote ammoniacal en saison sèche

4.2.3.4 Phosphates

Le cas de pollution le plus préoccupant reste toutefois celui généré par les phosphates. Même en considérant la concentration minimale mesurée jusqu'à date (14.4 mg/L) sur la station BCP7, lors de la première journée, elle est plus de 7 fois supérieure à la limite (2 mg/L) prévue par la directive de l'Union européenne, relative aux zones dites sensibles (Commission européenne, 1998), telle que la baie de Port-au-Prince. La concentration maximale de phosphate fait plus de 30 fois la norme (fig. 4.3). Mais on se fait une meilleure idée en traduisant que la charge moyenne de phosphates en saison sèche (31.67 mg/L) qui est déversée au niveau de la Baie de Port-au-Prince fait plus de 15 fois la limite soutenable par ses écosystèmes aquatiques, et pour un CV de moins de 50%. Encore, faut-il questionner l'interdiction, sauf autorisation, faite par l'article 140 du Code Rural de François Duvalier (1962), relatif aux eaux de surface, quant à l'évacuation des eaux de déchets des installations industrielles et des maisons de résidence, dans les canaux de drainage (COHPEDA, 1995).

Figure 4.3 : Niveaux de pollution par les phosphates en saison sèche

4.2.4 Discussions sur les résultats de la saison pluvieuse

4.2.4.1 Paramètres globaux

a) La température reste relativement constante au cours de cette saison, variant de 27.10 ^oC à 32.10 ^oC, avec un CV de 5.19%. A priori la moyenne saisonnière enregistrée (28.96 ^oC) ne revêt aucun danger significatif. Les valeurs mesurées sur les stations BCP6 et BCP7, lors de la première journée (32.00 ^oC et 32.10 ^oC), et sur la BCP7 au cours de la deuxième journée (30.10 ^oC) dépassent la limite maximale autorisée par le MATE (1998) (30.00 ^oC). Ces échantillons ont été prélevés respectivement à 12h30 am, 12h41 am, et à 10h16 am. Ceci laisse supposer des températures plus élevées pour les effluents prélevés un peu plus tard dans la journée ou dans l'après-midi. Et peut-être qu'à un certain moment de la durée les effluents au niveau de toutes les stations dépasseront le seuil, sans qu'il n'y ait nécessairement un danger direct sur les écosystèmes tropicaux d'Haïti.

b) La CE varie de 1.00 à 2.36 mS/cm. Le CV (15.14%) laisse entrevoir une minéralisation relativement constante sur tout le site, durant la saison pluvieuse ; la moyenne saisonnière est de 1.67 mS/cm (Mompoint et Théleys, 2004).

c) Le pH moyen de la saison est de 7.86. Variant de 7.60 à 8.11, le pH est alcalin sur toutes les stations et pour toutes les journées de prélèvement. Il ne constitue pas un danger direct pour les communautés aquatiques dans la mesure où il reste dans les limites admissibles par la législation européenne (MATE, 1998). Par contre, le niveau de pH supérieur à 7 favorise la prédominance de la forme gazeuse de l'azote ammoniacal, laquelle est très toxique en particulier pour les poissons (Miquel, 2003).

d) La DCO varie de 130 à 540 mg/L, tandis que la limite maximale prévue est de 300 mg/L (MATE, 1998). Les échantillons de la quatrième journée, à l'exception de celui de la station BCP5 (284 mg/L), ont tendance à dépasser le seuil. En revanche, ceux de la cinquième journée s'en retrouvent tous en dessous. Cela pourrait être dû aux travaux de curage du lit de la ravine dont nous avons parlé plus haut. Déjà les retombées positives peuvent se traduire par une diminution significative de la quantité de matière organique et inorganique oxydable. Ce qui implique donc une plus grande concentration d'OD dans les effluents et une diminution des risques d'anoxie, particulièrement au bénéfice des organismes aquatiques supérieurs.

4.2.3.2 Nitrates

Les nitrates pour cette saison génèrent une situation allant de la normale à une pollution modérée, de limites respectives : 5 mg/L et 25 mg/L (Agence de l'eau Méditerranée Rhône Corse, 1995). Il est toutefois intéressant de souligner la particularité de la station BCP2, dans la mesure où elle est la seule à se rapprocher du seuil de normalité pour la 4^e journée, et aussi à dépasser ce seuil durant la 5^e. Une fois de plus, les effets du curage se manifestent par cette diminution non négligeable de la concentration en nitrate enregistrée pour la même saison, entre 2 journées consécutives (fig. 4.4). La charge en nitrate varie de 0.88 mg/L (1^ère station, 5^e journée) à 10.12 mg/L (6^e station, 4^e journée). La teneur moyenne est de 4.68 mg/L.

Figure 4.4 : Niveaux de pollution par les nitrates en saison de pluies

4.2.3.3 Azote ammoniacal

Les concentrations de l'azote ammoniacal varient de 2 à 16.06 mg/L. Elles oscilleraient pour la 4^e journée entre les niveaux de pollution nette (0.5 à 2 mg/L) et de pollution importante (2 à 8 mg/L), d'après les études de l'Agence de l'eau Méditerranée Rhône Corse (1995). Mais le danger est surtout accentué au cours de la 5^e journée de prélèvement. En effet, à part les stations BCP5 et BCP7, les concentrations dépassent même la limite de pollution classée importante (fig. 4.5). La concentration moyenne de la journée 4 est de 3.32 mg/L, tandis que pour la journée 5 elle est de 9.91 mg/L. Cet accroissement non négligeable serait dû à un début de minéralisation poussée de l'azote organique. En outre, cette teneur relativement élevée en azote ammoniacal par comparaison aux nitrates, traduirait une oxydation lente par les bactéries nitrifiantes. La lenteur de l'oxydation de l'ammonium consommant l'oxygène des effluents d'eau, peut conduire à des conditions d'anoxie au niveau de la zone estuarienne (Miquel, 2003).

Figure 4.5 : Niveaux de pollution par l'azote ammoniacal en saison de pluies

4.2.3.4 Phosphates

La teneur en phosphates varie de 2.40 à 19.20 mg/L. Les concentrations les plus faibles de la saison, sont enregistrées au cours de la journée 5. Ce qui, encore une fois, fait penser aux effets, ne serait-ce que dissuasifs sur les riverains, des travaux de curage. Toutefois, le danger reste effectif pour une charge moyenne saisonnière de 8.57 mg/L faisant plus 4 fois la limite maximale admissible (2 mg/L) (Commission européenne, 1998). Déjà en considérant sa teneur par rapport à celle des nitrates, nous pouvons convenir que le phosphore ne peut constituer l'élément limitant à l'eutrophisation anthropique de la baie de Port-au-Prince (Capblancq et Dauta, 1990 ; Heathwaite, 1993). Et il en est ainsi pour la saison sèche et même plus manifestement encore que pour celle des pluies.

Figure 4.6 : Niveaux de pollution par les phosphates en saison de pluies

4.2.4 Discussions comparatives entre les deux saisons

Pour certains paramètres tels que la température, le pH et le nitrate, les deux saisons ne semblent pas présenter de différences significatives. Cela s'entend, dans le cas de la température, par le fait que les prélèvements s'effectuent généralement à la même période de la journée ; l'amplitude thermique annuelle de la région métropolitaine étant de 15 ^oC (Lhérisson, 1999). De plus, nos deux campagnes de prélèvement se retrouvent très proches, sur deux saisons successives. Il est tout aussi normal pour le pH, connaissant le pouvoir tampon de l'eau, à moins d'un rejet accidentel comme ce fut le cas sur la station BCP6, lors de la première journée de la saison sèche. Les concentrations moyennes en nitrates se rapprochent, bien que les conditions paraissent différentes, en considérant les autres paramètres.

En effet, les valeurs de la DCO traduisent une oxydation proportionnellement plus importante de l'azote ammoniacal en nitrates pour la saison sèche, même quand la pluvieuse paraît annoncer une plus grande minéralisation de l'azote, conformément à d'autres études (Féray, 2000). La CE de la saison sèche semble être influencée par la forte teneur en ions phosphates qui connaissent une certaine dilution pendant la saison pluvieuse. Les résultats estimatifs moyens pour les deux saisons pluviométriques sont présentés dans le tableau 4.7.

Tableau 4.7 : Résumé des résultats approximatifs des saisons sèche et pluvieuse

Saisons	T ^o C	CE (mS/cm)	pH	DCO (mg/L)	N0₃^- (mg/L)	NH₃ (mg/L)	PO₄^3- (mg/L)
Saison sèche	28.76	2.98	7.81	380.43	5.02	2.16	32.44
Saison pluvieuse	28.96	1.67	7.86	275.43	4.68	6.62	8.57
Amplitude	0.20	1.31	0.05	105.00	0.34	4.46	23.87

4.2.5 Evaluation sommaire de l'eutrophisation anthropique

Jusqu'ici nous basant sur les normes de la Commission européenne (1998) et celles de l'Agence de l'eau Rhône Méditerranée Corse (1995), nous aurions tendance à conclure par l'absolu et de manière trop hâtive que le danger de dystrophisation lié aux nitrates est écarté, mais qu'il reste effectif conséquemment aux phosphates et à l'azote ammoniacal. Pourtant, les teneurs en nitrates qui permettent d'éviter l' « eutrophisation » sont beaucoup plus basses ; le phénomène pouvant en effet se déclencher dès 1 mg/L (Miquel, 2003). De même, une charge de 0.5 mg/L de phosphates constitue déjà un indice de pollution dans les milieux aquatiques (Rodier, 1996). Néanmoins, ce seuil peut encore être ravalé à un niveau inférieur en considérant le rapport de Redfield ou principe du facteur limitant.

4.2.5.1 Principe du facteur limitant

Le rapport entre les nitrates et les phosphates qui conduit au développement optimal des algues est appelé rapport de Redfield. Il est de l'ordre de 7 en poids de N/P, tel que mesuré dans les végétaux aquatiques. Si le rapport de N/P dans la colonne d'eau est supérieur à 7, ceci signifie que le phosphore est le facteur limitant. C'est donc lui qui va arrêter la croissance des algues, quand il aura été consommé. C'est l'inverse qui est vrai quand le rapport de Redfield est inférieur à 7. Ce sont les nitrates qui vont être le facteur limitant de la croissance des algues (Miquel, 2003).

Les résultats de notre travail confirment que dans les zones estuariennes l'azote est l'élément limitant de l'eutrophisation (Capblacq et Dauta, 1990; Heathwaite, 1993), jusqu'à la mer. Alors que le phosphore n'est le facteur limitant que dans les parties amont des bassins. Cela s'entend par le fait que le phosphore est estimé à 90% d'origine urbaine, et 10% seulement d'origine agricole, tandis que certains travaux estiment que 70 % des nitrates sont d'origine agricole, et 30 % d'origine urbaine (Miquel, 2003). Dès lors, il convient de souligner quelques spécificités de la région métropolitaine de Port-au-Prince.

4.2.5.2 Principales sources de la pollution par l'azote et le phosphore, d'après enquête

Généralement, les pollutions par l'azote et le phosphore ont un caractère à la fois ponctuel et diffus (Féray, 2000 ; Lemercier, 2003). Cependant, les eaux usées noires constituent les principales sources de composés azotés et phosphorés dans les eaux usées urbaines (Eriksson et al., 2002 ; Gray et Becker, 2002 ; Scott et al. 2003). Le phosphore des détergents des lessives en particulier, utilisé essentiellement afin de contrer les effets du calcaire de l'eau, est évalué à 30% au moins de l'apport domestique (Lemercier, 2003).

Mais à côté des rejets domestiques, certains processus et pratiques visibles sur le site de d'étude (lessives, nettoyages, décharge, décomposition de matières organiques), d'autres activités ont été recensées. Notre enquête exploratoire confirme la présence de pratiques agricoles, notamment l'élevage libre au niveau de la plupart des ravines affluentes de la ravine Bois de Chêne. Une autre étude devra approfondir et comparer l'importance de l'apport agricole, particulièrement celui des nitrates lessivés par la pluie (saison pluvieuse) et des déjections animales par rapport à ceux des centres de services urbains (usines, marchés, hôpitaux, écoles, centres sportifs...). La pollution par ces derniers doit être considérable en raison de leurs étendues, leur proximité relative au site et leur caractère hybride (Deloffre-Bonnamour, 1995 ; Emmanuel, 2004).

4.2.5.3 Evaluation du danger par rapport aux nitrates et aux phosphates

Les figures 4.7 et 4.8 illustrent pour les saisons sèche et pluvieuse, les niveaux de pollution par les nitrates et phosphates, les principaux paramètres dont procède l'eutrophisation anthropique.

L'évaluation est faite à partir des normes rapportées par Miquel (2003) et Rodier (1996).

Les résultats estimatifs des nitrates pour la saison pluvieuse varient relativement peu, faisant 3 à 6 fois la valeur limite selon Miquel (2003). Tandis que les valeurs extrêmes (supérieure et inférieure) sont enregistrées au cours de la saison sèche, respectivement sur la première et la dernière station, allant de 1 à plus de 12 fois la concentration seuil.

La différence entre les niveaux de concentration en phosphates pour les saisons pluvieuse et sèche est frappante. Elle traduit une dilution avancée des charges phosphatées, passant de 29 à 124 fois, puis descendant au niveau de 7 à 28 fois la norme selon Rodier (1996).

4.2.5.4 Conclusion

Si la charge phosphatée tend à s'amenuiser par dilution pendant la période pluvieuse, tel n'est pas le cas pour celle de l'azote. Au contraire, on enregistre pour cette saison une dégradation plus importante de l'azote organique, probablement provoquée par la légère hausse de température. La nitrification de l'azote ammoniacal peut générer des conditions d'anoxie dans le milieu. De plus, le nitrate considéré comme élément limitant de ce processus perturbateur, fait jusqu'à 12 fois sa valeur limite. Ces résultats démontrent que le danger relatif à la dystrophisation de la baie de Port-au-Prince n'est pas négligeable.

Il est surtout intéressant de faire souligner que paradoxalement le danger augmente pour la saison pluvieuse, en dépit de la dilution manifeste dans le cas des phosphates. Cette aggravation doit être reliée au facteur limitant que constituent les nitrates. Ces derniers sont potentiellement plus importants dans la mesure où l'azote ammoniacal (plus important pour la saison pluvieuse) est appelé à la nitrification.

V. CONCLUSION ET PERSPECTIVES

5.1 CONCLUSION GENERALE

Le présent travail s'inscrit dans le cadre d'une réflexion sur « la caractérisation physico-chimique, biologique et écotoxicologique des effluents liquides rejetés dans la baie de Port-au-Prince » que réalisent conjointement le LAEPSI (INSA de Lyon), le LAQUE (UniQ), le L.S.E. (ENTPE), le Laboratoire d'Ecotoxicologie de l'Ecole Nationale Vétérinaire de Lyon et maintenant, le Laboratoire de chimie de la FAMV. Il répond à la nécessité mise en évidence par l'étude précédente sur les « métaux lourds », d'évaluer la pollution générée par l'excès de nutriments (notamment les nitrates et les phosphates) déversés dans le milieu récepteur.

La revue de littérature clarifie la problématique des eaux usées urbaines et du réseau de drainage de Port-au-Prince, liée aux déséquilibres des cycles biogéochimiques et aux perturbations des écosystèmes aquatiques de la baie. Elle présente également certaines lois, directives et normes relatives à l'environnement qui devraient être d'application restrictive, sinon servir de cadre de références dans la perspective d'une meilleure gestion des ressources naturelles.

Deux campagnes ont été réalisées sur 2 saisons pluviométriques différentes. Les paramètres de l'étude ont été caractérisés suivant 2 scénarii distincts. Le premier scénario dresse une analyse générale de la situation, prenant en compte des seuils relativement plus ouverts, en particulier ceux proposés par la Commission européenne (1998) et l'Agence de l'eau Rhône Corse (1995). Alors, le danger semble être écarté par rapport aux nitrates dont les concentrations moyennes estimées pour les saisons sèche et pluvieuse (respectivement 5.02 et 4.68 mg/L) se rapprochent du seuil de situation normale (5 mg/L). Ensuite, il a été démontré, en fonction du pH, que l'ammoniac constituant la forme la plus toxique de l'azote ammoniacal, prédomine dans les échantillons. Or, les concentrations en azote ammoniacal ont souvent tendance à franchir les limites de la pollution importante (8 mg/L). Quant aux phosphates, ses concentrations moyennes en saisons sèche (32.44 mg/L) et pluvieuse (8.57 mg/L) font respectivement plus de 16 et 4 fois le seuil retenu (2 mg/L). Les coefficients de variation (CV) relativement élevés des paramètres (de 2.09 à 120.80%) témoignent des perturbations plus ou moins grandes des différents compartiments de la baie de Port-au-Prince.

Le second scénario est spécifique à l'évaluation de l'eutrophisation anthropique de la baie. Les normes retenues pour les deux principaux paramètres (le nitrate et le phosphate) responsables de ce processus sont tout aussi spécifiques. Les nitrates devraient constituer, à ce niveau (aval) du bassin versant, le facteur limitant la prolifération des algues et macrophytes aquatiques, alors qu'ils font moyennement pour les deux saisons entre 4 et 5 fois la concentration seuil (1 mg/L). La dilution des phosphates au cours de la saison pluvieuse se traduit par une amplitude (saison sèche - saison pluvieuse) relativement élevée (23.87 mg/L).

A côté d'autres processus perturbateurs (raréfaction de l'OD par la DCO, conditions d'anoxie par la nitrification lente...) qui peuvent se manifester au niveau de la baie de Port-au-Prince, l'eutrophisation anthropique a clairement été mise en évidence, avec une accentuation pour la saison pluvieuse. Les conséquences se traduisent par des catastrophes écologiques (perturbations dans les cycles des nutriments, déséquilibre biologique, disparition à terme de la faune aquatique) et leurs corollaires socio-économiques (dégradation de la pêcherie, pauvreté, malnutrition, problèmes de santé...).

Ainsi, nous reformulons l'urgente nécessité de traiter les eaux usées avant leur déversement dans le milieu naturel, conformément aux lois cadre et normes établies aux niveaux national et international. Un observatoire en hydrologie urbaine serait également utile à freiner, sinon à ralentir le processus de dégradation des zones estuariennes et côtières de Port-au-Prince. Mais certaines étapes restent à franchir.

5.2 PERSPECTIVES

Au delà de sa portée scientifique, sa pertinence et sa rigueur méthodologique, ce travail ne prétend pas à l'épuisement de toute la connaissance sur les multiples formes chimiques azotées et phosphatées. Il ne constitue en effet que la deuxième contribution, après celle des « métaux lourds », à la caractérisation physico-chimique des eaux usées de la « rivière » Bois de Chêne. La complexité de la problématique de la dégradation de la baie de Port-au-Prince, impose pour sa compréhension, la nécessité de poursuivre la recherche par :

§ La caractérisation des composés du souffre qui sont très toxiques pour les organismes aquatiques ;

§ L'écotoxicologie de la baie de Port-au-Prince, approche pluridisciplinaire qui devra considérer tous ces paramètres préalablement étudiés, des essais sur des outils biologiques (bactéries, crustacés, poissons...), des paramètres économiques et sociologiques : les activités agricoles (calendrier et pratiques culturaux), commerciales et industrielles (composition des inputs et outputs), enquêtes sur les ménages (comportement, produits consommés...).

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* L'échantillonnage composite repose sur le principe de l'hétérogénéité spatiale au niveau des échantillons amenant, en fonction de la durée et l'intensité d'échantillonnage, à l'homogénéité spatiale au niveau de la population (Copin, 2005).

* ² Les valeurs de la station BCP6 pour la première journée, tombant hors de l'intervalle de confiance ne sont pas considérées.