Memoire Online - Effets des rejets d'une usine de traitement de la cellulose sur la qualité des eaux du Ntsomo: Etude hydrologique et biologique du cours d'eau

Une pollution de nature physique peut être mécanique, thermique ou radioactive.

Une pollution mécanique est due à une charge importante des eaux en éléments en suspension (particules de charbon, d'amiante, de silice, de sable, de limon, etc...) provenant d'effluents industriels ou d'eaux usées de carrières, ou de chantiers divers.

Une pollution thermique quant à elle est causée par le rejet d'eaux chaudes provenant des centrales électriques ou nucléaires, des sources thermales. A côté de leur influence directe sur les biocénoses, elles ont pour effets indirects:

- une baisse sensible de la teneur en oxygène dissous surtout si le milieu aquatique est chargé de matières organiques (Tuffery, 1980) ;

- une augmentation de la toxicité de certaines substances. Ainsi, la toxicité du cyanure de potassium est multipliée par deux pour un accroissement thermique de 10°C (Tuffery, 1980) ;

- une réduction de la résistance des animaux et une multiplication des agents pathogènes (Arrignon, 1998).

La pollution par les agents radioactifs est pour sa part limitée par le contrôle strict effectué dans les installations nucléaires ; toutefois, les risques demeurent dans certains hôpitaux face aux déchets d'utilisation des radioéléments.

D'après Tuffery (1980), l'immense majorité des nuisances est causée par ce type de rejets parmi lesquels on distingue ceux de nature minérale dominante et les effluents organiques.

La pollution à dominance minérale est le fait d'éléments tels les phosphates, les nitrates, les nitrites, les sulfates, l'ammoniaque rencontrés dans la nature à des concentrations généralement faibles, ou de substances non naturelles à toxicité immédiate ou différée (pesticides, métaux lourds, toxiques détergents etc....) qui s'accumulent dans les tissus des organismes vivants (Arrignon, 1998). Les premiers sont déversés dans le milieu aquatique sous forme d'excédents d'engrais agricoles qui sont entraînés par le ruissellement, le lessivage ou la lixiviation. Si leur charge devient élevée, on observe alors une forte multiplication des populations algales débouchant à l'eutrophisation et au vieillissement précoce du cours d'eau (Tuffery, 1980). Quant aux pesticides, aux métaux lourds et aux détergents, la réponse de leur action sur les biocénoses reste liée à l'espèce. En effet, lorsque la concentration en ces toxiques atteint ou dépasse la dose létale d'un taxon donné, celui-ci meurt.

La pollution à dominance organique a des origines multiples. Les sources principales sont les rejets des agglomérations urbaines, les industries agro-alimentaires telles les laiteries, les conserveries, les tanneries etc... (Tuffery, 1980). Les apports importants de matières organiques agissent sur les organismes (par exemple, les espèces saproxènes disparaissent au profit des groupes saprophiles et saprobiontes), sur la production des biocénoses et le vieillissement des plans d'eau.

En tenant compte de l'ampleur des effets, on peut distinguer la pollution aiguë de la pollution chronique.

Une pollution aiguë entraîne des perturbations à court terme et parfois momentanées du milieu. Elle peut être accidentelle (fuite d'une cuve de fuel domestique, etc...), provoquée ou due à l'absence de maintenance de stations d'épuration quand elles existent (Leynaud & Verrel, 1980).

Une pollution chronique est beaucoup plus dangereuse parce qu'insidieuse, complémentaire et difficile à déceler et à situer. Les chaînes alimentaires sont partiellement ou totalement touchées à travers la bioaccumulation et la bioamplification.

L'altération de la qualité de l'eau, qu'il s'agisse de pollution physique, chimique, minérale ou organique, peut donc entraîner rapidement des substitutions d'espèces en favorisant celles dont la dynamique de population est la mieux adaptée (Roux, 1981).

Leynaud & Verrel (1980) définissent l'autoépuration comme l'ensemble des processus par lesquels le milieu aquatique assure la minéralisation des substances organiques qui y sont déversées. Lorsque la charge apportée est un substrat trophique, l'autoépuration correspond simplement au prolongement de l'évolution naturelle des écosystèmes par le biais de l'épuisement des éléments nutritifs en excès (Schorter, 2001). Cette notion est étroitement liée à la capacité d'assimilation du système qui correspond pour sa part à la charge polluante maximale qui peut être rejetée dans le cours d'eau, sans qu'il ne se produise des modifications importantes des caractéristiques structurales et fonctionnelles des biocénoses (Agence de l'Eau, 1993). Au-delà de la capacité d'assimilation d'un écosystème, la surcharge en éléments exogènes induit des nuisances environnementales et influe sur les usages de l'eau (Schorter, 2001).

Selon Chuzeville (1990), l'hydrologie est la science qui étudie l'eau dans la nature et son évolution sur la terre et dans le sol sous ses trois états (solide, liquide, gazeux). Les conditions hydrologiques du milieu récepteur déterminent de nombreux facteurs physiques comme la dilution, la dispersion longitudinale, la sédimentation et la remise en suspension, l'adsorption, la désorption, les échanges gazeux avec l'atmosphère (Schorter, 2001).

Le profil en long désigne la ligne joignant les points les plus bas du talweg d'un cours d'eau de sa source à son embouchure. L'allure générale présente toujours une forme hyperbolique plus ou moins régulière, la pente des parties en amont étant beaucoup plus forte que celle des parties en aval (Chuzeville, 1990). C'est de cette pente longitudinale que dépendront la vitesse d'écoulement des eaux et la délimitation des cours supérieur, moyen et inférieur.

Le débit indique le volume d'eau écoulé en un point du cours d'eau par unité de temps. Le climat de la région, la perméabilité du terrain et la pente affectent le débit dont les irrégularités subséquentes se traduisent par des crues et étiages variables dans leur rythme et leur conséquence selon le mode d'alimentation du cours d'eau (Arrignon, 1998). Plus les débits sont importants, plus le transport et la dilution sont rapides ; l'hétérotrophie et la sédimentation sont déplacées vers l'aval (Schorter, 2001).

Les milieux aquatiques sont essentiellement suivis par la détermination des paramètres physico-chimiques, car moins compliqués à mettre en oeuvre (Schorter, 2001). Rodier (1996) a rassemblé un certain nombre de critères d'appréciation de la qualité générale de l'eau (tableau 1).

De ce tableau il ressort trois niveaux de qualité de l'eau dont les propriétés sont définies comme suit :

- qualité 1 (1A et 1B) : eau possédant des propriétés requises pour la vie et la reproduction des poissons normalement présents dans la zone écologique considérée, ainsi que pour la production d'eau destinée à l'alimentation humaine après épuration normale ;

- qualité 2 : eau possédant des propriétés requises pour la vie piscicole mais où la reproduction du poisson est aléatoire, permettant la production d'eau destinée à l'alimentation humaine après épuration poussée et stérilisation (traitement tertiaire) ;

- qualité 3 : eau dans laquelle la vie piscicole subsiste, mais qui est impropre à la production d'eau destinée à l'alimentation humaine. Cette eau ne convient qu'à l'irrigation et à la navigation.

Dans ces conditions, l'objectif de qualité recommandable pour la production d'eau destinée à l'alimentation humaine est la qualité 1 et exceptionnellement la qualité 2. Pour les baignades et les loisirs, c'est la qualité 1 qui est recommandable ou exceptionnellement la qualité 2 pour certaines activités de loisirs.

Tableau 1 : Critères d'appréciation de la qualité générale de l'eau d'après Rodier (1996)

Critère de qualité	Valeurs des paramètres déterminant les niveaux de qualité
Critère de qualité	1 A	1 B	2	3
Température	20°	20° à 22°C	22 à 25°C	25° à 30°C
O₂dissous (mg/l)	7	5 à 7	3 à 5	milieu aérobie à maintenir en permanence
O₂dissous en % sat.	90 %	70 à 90 %	50 à 70 %	milieu aérobie à maintenir en permanence
DBO₅(mg d'O₂/l)	3	3 à5	5 à 10	10 à 25
Oxydabilité (mg d'O₂/l)	3	3 à 5	5 à 8	-
DCO (mg O₂/l)	20	20 à 25	25 à 40	40 à 80
NH₄ (mg/l)	0,1	0,1 à 0,5	0,5 à 2	2 à 80
Ecart de l'indice biotique par rapport à l'indice normal (10)	1	2 ou 3	4 ou 5	6 ou 7
Fer total mg/l précipité et en solution	0,5	0,5 à 1	1 à 1,5
Mn total (mg/l)	0,1	0,1 à 0,25	0,25 à 0,5
Matières en suspension totales (mg/l)	30	30	30	30 à 70
Matières décantables (mg/l)			<0,5	<1
Couleur (mgPt/l)	10 10 à 20 absence de coloration visible		20 à 40	40 à 80
Odeur	non perceptible		ni saveur, ni odeur	pas d'odeur perceptible à distance du cours d'eau
Substances extractibles au chloroforme (mg/l)	0,2	0,2 à 0,5	0,5 à 1	>1
Graisses et huiles	néant	Néant	trace	présence
Phénols (mg/l)	0,001	0,001	0,001 à 0,05	0,05 à 0,5
Toxique	norme permissible pour la vocation la plus exigeante pour préparation d'eau alimentaire
pH (u.c)	6,5-8,5	6,5 - 8,5	6,5 - 8,5	5,5 - 9,5

La température de l'eau affecte sa densité et sa viscosité (densité maximale à 4°C), la solubilité des gaz, celle de l'oxygène en particulier qui baisse quand la température de l'eau croît (Arrignon, 1998). On note par ailleurs qu'une augmentation de la température accélère considérablement la vitesse des réactions chimiques et biochimiques. Ces dernières consomment de l'oxygène, d'où une aggravation des pollutions organiques par temps chaud ou par réchauffement artificiel des eaux (Rodier, 1996 ; Arrignon, 1998).

L'eau véhicule de fines particules de matières solides en suspension (MES) décelables pondéralement par centrifugation, sédimentation, filtration ou même par spectrophotométrie (Arrignon, 1998). Suivant leur densité et les caractéristiques du milieu récepteur, ces MES se déposent plus ou moins loin en aval, produisant une pollution mécanique et augmentant la turbidité des eaux.

La teneur des eaux en matières en suspension est très variable selon les cours d'eau et est fonction de la nature des terrains traversés, de la saison, des travaux et des rejets (Rodier, 1996). Elle est également le fait de l'érosion accélérée des sols à la suite de déboisements, de surcharges de pâturages ou de mauvaises pratiques culturales.

La nature et la concentration des matières en suspension jouent un rôle prépondérant dans la formation de la couleur des eaux avec une diminution de leur transparence. L'énergie lumineuse disponible pour la photosynthèse peut ainsi se trouver considérablement réduite avec des modifications quantitatives et qualitatives importantes des peuplements végétaux (Leynaud & Verrel, 1980). L'asphyxie des poissons par colmatage des branchies est souvent la conséquence d'une teneur élevée en MES (Rodier, 1996 ; Arrignon, 1998), de même que le colmatage des sédiments de fond avec asphyxie des organismes benthiques et des oeufs des poissons frayant sous les graviers (Tufferry, 1980).

Le pH d'une eau naturelle est lié aux conditions édaphiques (Leynaud & Verrel, 1980) et varie habituellement entre 7,2 et 7,6 (Rodier, 1996). Arrignon (1998) propose pour quelques groupes d'organismes aquatiques une plage de tolérance au pH:

- 6,0 < pH < 7,2 : zone optimale pour la reproduction de la plupart des espèces,

Ces valeurs ne doivent toutefois pas être séparées de celles des autres paramètres notamment la température, l'oxygène dissous, la salinité, l'anhydre carbonique dont elles dépendent.

La conductivité exprimée en microsiemens par centimètre est la conductance d'une colonne d'eau comprise entre deux électrodes métalliques de 1 cm² de surface séparée l'une de l'autre d'1 cm (Arrignon, 1998). Elle permet d'évaluer approximativement mais très rapidement la minéralisation globale de l'eau (Rodier, 1996) comme suit :

Une conductivité électrique supérieure à 1500 uS/cm fait considérer une eau comme inutilisable dans les zones irriguées (Arrignon, 1998).

L'azote est une composante essentielle de la matière vivante qui joue par conséquent un rôle important dans une pollution de type organique (Leynaud & Verrel, 1980). L'azote ammoniacal des eaux superficielles peut avoir pour origine la matière végétale des cours d'eau, la matière organique animale ou humaine, les rejets industriels (engrais, textiles, etc...). Sa présence est à rapprocher de celle des autres éléments azotés identifiés dans l'eau (nitrate, nitrite) et des résultats de l'analyse bactériologique (Rodier, 1996). En dehors des rejets des fabriques d'engrais, l'azote présent dans les effluents domestiques et industriels est essentiellement sous forme réduite. Cette dernière se transforme en nitrites et en nitrates dans les cours d'eau où la teneur en oxygène est suffisamment élevée (Leynaud & Verrel, 1980). La vie aquatique peut être atteinte pour des concentrations d'environ 2 mg/l et un pH de 7,4 à 8,5. La forme ionisée est moins toxique que celle qui est non ionisée.

Le phosphore est à la fois le métalloïde le plus nécessaire à la vie aquatique et celui qui se présente sous la forme la plus simple : celle de l'orthophosphate. La présence de phosphates dans les eaux naturelles est liée à la nature des terrains traversés, à la décomposition des matières organiques et à l'utilisation des détergents. La grande partie du phosphore organique provient également des déchets du métabolisme des protéines et de son élimination sous forme de phosphates dans les urines par l'homme (Sawyer & Mc Marty, 1978).

Il est le facteur majeur affectant la biomasse algale dans les systèmes d'eau douce (Hecky & Kilham, 1988). Le dosage des phosphates permet d'apprécier le degré de trophie ainsi que celui de la pollution des eaux (Duchaufour, 1997).

La teneur en oxygène dissous peut être utilisée comme critère de qualité des eaux de surface. Sa solubilité dans l'eau est liée à certains facteurs. Ainsi, l'augmentation de la température de l'eau entraîne une baisse de la solubilité de l'oxygène dissous, celle-ci augmentant avec les pressions atmosphériques croissantes (Rodier, 1996 ; Arrignon, 1998).

L'oxygène de l'eau provient de son contact avec l'air, sa dissolution étant facilitée par le brassage. Elle a également une origine biologique par la fonction chlorophyllienne exercée par les végétaux du périphyton, les algues planctoniques, ainsi que les phanérogames aquatiques dans les zones littorales des plans d'eau (Arrignon, 1998). Parmi les causes de variation de sa teneur, on peut citer la présence des matières organiques oxydables, des organismes, des germes aérobies, des graisses, des hydrocarbures, des détergents, ainsi que la perturbation des échanges atmosphériques à l'interface air-eau (Rodier, 1996). Selon la législation française, l'eau n'est potabilisable que si elle contient au moins 5 mg/l d'oxygène dissous (Billen et al., 1999).

La DBO₅d'une eau est la quantité d'oxygène nécessaire aux microorganismes aérobies pour assurer l'oxydation des matières organiques biodégradables contenues dans un échantillon de cette eau, pendant 5 jours. Sa détermination effectuée tant pour les eaux usées que pour les eaux des cours d'eau pollués permet d'apprécier l'action potentielle des matières organiques contenues dans l'eau sur le bilan en oxygène du milieu récepteur (Leynaud & Verrel, 1980).

La DCO représente la quantité d'oxygène consommée dans les conditions de l'essai par les matières oxydables contenues dans un échantillon d'eau. Elle permet d'apprécier la concentration en matières organiques ou minérales, dissoutes ou en suspension dans l'eau.

Avec la DBO, elle constitue un indicateur utile de la demande totale d'oxygène qui peut être imposée à un cours d'eau pour son épuration (Gloyna, 1972).

Un écosystème apparaît comme un ensemble intégré du biotope et de la biocénose, une unité fonctionnelle résultant d'un ensemble de relations et d'interactions existant entre espèces, entre paramètres du milieu, puis entre espèces et paramètres. Les biocénoses soumises à des flots polluants peuvent témoigner par leurs fluctuations de la qualité des eaux qui les abritent et servir ainsi d'indicateurs biologiques de la pollution (Tuffery, 1980). Deux types principaux de méthodes biologiques de détermination de la pollution sont utilisés :

- celles fondées sur la présence d'organismes considérés comme indicateurs d'un type

donné de contamination (analyses bactériologiques, le système des saprobies, etc...),

- celles basées sur l'examen global ou partiel des peuplements aquatiques (analyse

L'un ou l'autre type de méthodes nécessite une connaissance préalable de la biocénose des milieux étudiés, qui se traduit essentiellement par une étude qualitative et quantitative des peuplements.

Le phytoplancton est l'ensemble des organismes microscopiques chlorophylliens, vivant librement en pleine eau (Odum, 1971). Son importance dans le milieu aquatique est due à sa situation à la base du cycle biologique, où il constitue le point de départ de la chaîne alimentaire.

Le dosage des pigments chlorophylliens, après concentration de cellules algales par filtration puis extraction au moyen d'un solvant, permet de déterminer facilement la biomasse phytoplanctonique (Lorenzen, 1967). Une teneur de l'eau de 1ug Chla/l correspond environ à une biomasse phytoplanctonique de 35 ug de carbone par litre (Billen et al., 1999). Ainsi, des valeurs très élevées de chlorophylle a témoignent d'une forte densité algale.

Le zooplancton peut être défini comme un ensemble d'organismes animaux généralement microscopiques vivant en pleine eau et non dotés de mouvements d'amplitude sensible (Angeli, 1980). Il est en majeure partie constitué de Rotifères, d'Arthropodes appartenant aux classes des Cladocères et des Copépodes (Angeli, 1980; Pourriot, 1980).En cas de pollution organique, quelques groupes de protozoaires Ciliés, Rhizoflagellés et Acinétiens deviennent prédominants (Angeli, 1980). On y rencontre également mais de façon sporadique, les organismes de la classe des Héliozoaires, des Thécamoebiens, des Coelentérés, des Turbellariés, des larves de mollusques, quelques Ostracodes, des Hydracariens, des oeufs et larves d'insectes. Ces peuplements sont de bons bioindicateurs de pollution et ils ont également une forte influence sur la biodiversité des milieux dulcicoles (Zébazé, 2000).

Les macroinvertébrés benthiques vivent au fond de l'eau et peuvent être retenus par les filets de maille 0,2 mm de large (Brönmark & Hansson, 2000). Ils sont étroitement liés aux habitats aquatiques, leur abondance et la structure de leurs communautés étant en relation avec l'état physico-chimique du cours d'eau (Knorr & Fairchild, 1987 ; Rosenberg & Resch, 1993). Ils sont directement influencés par les conditions physiques de leur milieu de vie comme la nature du substrat, la forme du lit, la nature et la teneur des détritus ainsi que le couvert végétal (Niemi et al., 1990 ; Richards & Host, 1993). Les variations de la concentration en nutriments et les fluctuations de la production primaire les affectent indirectement (Steward & Robertson, 1992 ; Richards et al., 1993). Les macroinvertébrés permettent d'identifier les perturbations passées du milieu et les effets toxiques de ces perturbations qui généralement ne sont pas détectés par les méthodes physico-chimiques (Steward et al., 2000).

Bien que certaines données apparaissent déjà vers les années 1840 - 1850, c'est essentiellement en 1908 et 1909 que Kolkwitz et Marsson proposent une gamme initiale d'organismes indicateurs des degrés de saprobiontie (Verneaux, 1980). En effet, ces auteurs remarquant que la présence des organismes aquatiques est dépendante de la charge de l'eau en matières organiques, ont entrepris le classement des organismes animaux et végétaux d'eau douce en fonction de leurs préférences ou exigences vis-à-vis des matières organiques (Tuffery, 1980). Quatre principales classes de pollution ont ainsi été définies en fonction des quatre niveaux de saprotrophie:

- les eaux oligosaprobes qui sont des eaux propres, presque saturées en oxygène et pauvres

- les eaux â-mésosaprobes qui sont des eaux modérément polluées, légèrement moins

- les eaux á-mésosaprobes ou eaux moyennement polluées, à minéralisation incomplète ;

- les eaux polysaprobes qui sont des eaux très polluées, pauvres en oxygène et riches en gaz

Cette méthode a été développée sur la faune d'invertébrés benthiques qui colonisent le substrat et qui sont soumis aux éventuelles fluctuations de qualité du support aqueux (Tuffery, 1980). Les prélèvements faunistiques sont menés dans des faciès lentiques et lotiques selon des techniques diverses adaptées à chaque type de substrat.

La détermination systématique des invertébrés, se limitant à préciser selon le cas la famille, le genre ou l'espèce, permet de connaître la composition de la faune en présence et sa diversité. L'indice biotique traduisant la qualité biologique d'une eau par des valeurs numériques conventionnelles variant de 0 à 10 est déterminé, ceci sur la base d'un tableau standard représentant un échantillon caractéristique des grands groupes d'invertébrés aquatiques en fonction de leur survie dans les eaux polluées ( Tuffery, 1980).

La diversité spécifique mesure le rapport entre le nombre d'espèces et le nombre d'individus faisant partie d'un même écosystème ou d'une même communauté. Parmi les indices de diversité couramment utilisés figurent l'indice de Shannon & Weaver (1948) et celui de Menhinick (1964). Un indice de diversité élevé correspond à des conditions de milieu favorables permettant l'installation de nombreuses espèces (Dajoz, 1985).

En tant que décomposeurs, les microorganismes (bactéries et champignons, etc...) sont indispensables à la pérennité des écosystèmes aquatiques. En effet, ils minéralisent les substances organiques apportées au cours d'eau par la pollution organique, participant ainsi au phénomène d'autoépuration (Rivière, 1980). Parmi les microorganismes du milieu aquatique, certains dits pathogènes sont susceptibles de provoquer des maladies chez l'homme et les animaux à sang chaud. Il apparaît en conséquence indispensable de toujours s'assurer que la qualité hygiénique des eaux des réseaux naturels (rivières, étangs, lacs...) s'accorde à leurs usages.

L'analyse bactériologique des eaux permet de rechercher les bactéries pathogènes, d'évaluer les risques de contamination par ces bactéries et de contrôler l'efficacité des traitements des eaux (Rodier, 1996). Cette analyse procède par la recherche des bioindicateurs de contamination fécale que Rodier (1996) définit comme des bactéries d'habitat fécal normal et exclusif. Il s'agit notamment des coliformes fécaux et des streptocoques fécaux.

Les coliformes fécaux (CF) ou coliformes thermotolérants sont des bacilles à Gram négatif de la famille des Enterobacteriaceae, non sporulés, oxydases positifs, aérobies ou anaérobies facultatifs. Ils peuvent se développer en présence des sels biliaires ou d'autres agents de surface équivalents. Ils fermentent le lactose avec production d'acide lactique et de gaz en 24 à 48 heures à une température de 41 à 44°C (OMS, 1994).

Quant aux streptocoques fécaux (SF), ce sont ceux du groupe D selon la classification sérologique de Lancefield (Delarras, 2000). Assimilés au groupe des Entérocoques d'après la définition de la norme expérimentale NF XPT 90 - 416 de 1996, ce sont des Cocci en chaînettes (sauf exception), á ou â hémolytiques et à Gram positif (Delarras, 2000).

Effets des rejets d'une usine de traitement de la cellulose sur la qualité des eaux du Ntsomo: Etude hydrologique et biologique du cours d'eau

I.1.2.2- Nature physique de la pollution

II.1 - Site d'étude