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Contribution à l'étude de l'impact de la pollution chimique sur l'herbier à Posidonie dans la baie d'Alger( Télécharger le fichier original )par Yassine GUENDOUZI Ecole nationale supérieure des sciences de la mer et aménagement du littoral - ingénieur d'état 2011 |
I.2.2.1. LES ÉLÉMENTS NON-ESSENTIELS
Le Plomb fait partie des ETM non-essentiels (MIQUEL, 2001) les plus abondants et les plus largement répandus (MISHRA et al., 2006). De même que le Mercure, il peut être bioamplifié dans les systèmes biologiques devenant un potentiel contaminant pour les différents maillons trophiques (JURADO et al., 2007). La toxicité du Plomb s'exerce aussi bien sur les végétaux que sur les animaux et les êtres humains (WANG et al., 2006). Une exposition chronique au plomb provoque des effets nocifs sur la santé humaine en affectant le système nerveux, immunitaire, rénal, gastro-intestinal, cardio-vasculaire et reproductif (KIM, 2004). I.2.2.2. LES ÉLÉMENTS ESSENTIELS Le Zinc (Zn) Le Zinc est un métal dit essentiel (PICOT, 2003 ; KAIMOUSSI et al., 2004 et CASAS, 2005). Il est impliqué dans de nombreux processus physiologiques et est donc indispensable à la vie d'un grand nombre d'organismes « oligoélément " (RENGEL, 1999), en particulier comme coenzyme (CASAS, 2005). Néanmoins, à de fortes concentrations, il devient toxique pour les végétaux et les animaux et constitue de ce fait un contaminant majeur pour le milieu terrestre et aquatique (HEMALATHA et al., 2006). I.3. LES SELS NUTRITIFSLes sels ou éléments nutritifs sont de par leur fonction des constituants dissous de l'eau de mer impliqués dans le métabolisme des organismes vivants. Bien que d'après cette définition un grand nombre d'éléments biologiquement actifs, constituants majeurs ou éléments traces, puissent rentrer dans cette catégorie, le terme est traditionnellement réservé aux composés minéraux combinés de l'azote (nitrate, nitrite, ammonium), du phosphore (phosphate) et du silicium (silicate) (SPENCER, 1975). Les plus importants de ces sels nutritifs sont l'azote et le phosphore qui sont assimilés par la biomasse végétale durant la photosynthèse dans la zone euphotique. Ces éléments nutritifs sont le support du cycle de la vie biologique marine (in TAOUDIAT, 2009). I.3.1. L'AZOTELa forme la plus abondante de l'azote dans l'eau de mer est l'azote élémentaire gazeux. L'azote inorganique est présenté par les ions nitrate (NO3 -), nitrite (NO2 -) et ammonium (NH4 +) (COPIN-MONTÈGUT, 1996). L'ammonium (la forme cationique : NH4 +) est de loin l'espèce ionique dominante de l'azote minéral en mer. Il est souvent assimilé préférentiellement par le phytoplancton. C'est également, la première forme d'azote minéral régénérée, par le biais de l'excrétion zooplanctonique principalement (OUDOT, 1983). Le nitrate est la forme stable de l'azote minéral dans l'eau de mer bien oxygénée (OUDOT, 1983). Le nitrite est une forme d'azote présente généralement en faible quantité dans l'eau de mer. Dans ce composé l'azote est dans un état d'oxydation intermédiaire (+III) entre l'ammonium (-III) et le nitrate (+V) ; si bien que le nitrite apparaît comme une étape transitoire entre l'oxydation de l'ammonium et la réduction du nitrate (OUDOT, 1983). 1.3.2. LE PHOSPHORELe phosphore présent dans l'eau de mer existe sous une grande variété de formes, regroupées arbitrairement en deux grandes classes « Soluble " et « Insoluble ". Le phosphore minéral soluble : Orthophosphate est la forme directement assimilable par le phytoplancton et la fraction majeure de l'excrétion zooplanctonique (OUDOT, 1983). I.3.3. LE SILICIUMLe silicium est présent dans l'eau de mer à l'état dissous (représenté par l'acide silicique) et particulaire (le silicium est le constituant essentiel des structures solides extracellulaires du phytoplancton : Diatomées) (OUDOT, 1983). La silice provient de la dégradation de roches comme le granit (origine terrestre), ou de leur régénération dans leur cycle biogéochimique (origine marine) (OUDOT, 1983). I.4.LES MATIERES EN SUSPENSION (MES)Les matières en suspension (MES) ; ou poids sestonique ; est le terme employé pour désigner l'ensemble des particules minérales et/ou organiques solides insolubles présentes dans une eau naturelle ou polluée. Elles comprennent toutes les formes de sable, de boue, d'argile, de roche sous forme de débris, de matières organiques, dont la taille est comprise entre 0,45 um et 1 cm (à noter que des variances existent selon les sources)1. Leur effet néfaste est mécanique, par formation de sédiments et d'un écran empéchant la bonne pénétration de la lumière d'une part (réduction de la photosynthèse), ainsi que par colmatage des branchies des poissons d'autre part. Leur effet est par ailleurs chimique par constitution d'une réserve de pollution potentielle dans les sédiments. Ceci a une répercussion sur toutes les chaînes alimentaires présentes dans le milieu marin (effet sur la reproduction : destruction des frayères, baisse de la teneur en oxygène)2. I.5.LA MATIERE ORGANIQUE (MO)La matière organique contient des composés macromoléculaires complexes produits par la dégradation biologique et chimique des résidus de plantes et d'animaux. (MA et al., 2001). Elle contribue à l'enrichissement du milieu marin et favorise la production biologique. La perturbation amorcée par de plus grandes charges organiques dans les milieux aquatiques peut causer des changements dans la structure communautaire et la diversité des collectivités benthiques (WARWICK et CLARKE, 1993). I.6.L'ÉCOSYSTEME À POSIDONIA OCEANICAL'écosystème à posidonie est constitué de plusieurs espèces. Dans notre étude, nous considérons, essentiellement, la Posidonia oceanica qui est l'élément majeur de cet écosystème, ainsi que l'oursin commun Paracentrotus lividus. Ces espèces sont en relation interactive avec le biotope eau de mer et sédiment. I.6.1. ARGUMENTAIRE SUR L'UTILISATION DE L'ECOSYSTEME A POSIDONIEL'utilisation des trois matrices : sédiment, posidonie et oursin commun est basée sur les phénomènes écologiques fondamentaux que sont la bioaccumulation et la biomagnification (Figure I.1). La bioaccumulation est le processus par lequel un organisme vivant absorbe une substance à une vitesse plus grande que celle avec laquelle il l'excrète ou la métabolise. Elle désigne donc la somme des absorptions d'un élément par voie directe et alimentaire par les espèces aquatiques (RAMADE, 1992). La bioamplification ou la biomagnification est le processus par lequel le prédateur concentre une substance (ou un élément) à un niveau supérieur à celui où il se trouve dans la proie (CASAS, 2005). Les degrés d'assimilation et de rétention des substances varient entre les différents genres et espèces (EISLER, 1981 in CASAS, 2005) et dépendent des propriétés biochimiques de chaque substance (BOWEN, 1966 in CASAS, 2005). 1,2 http://fr.wikipedia.org/wiki/ Matières_en_suspension Les concentrations augmentent au fur et à mesure que l'on progresse dans la chaîne trophique.
ETM Posidonia oceanica Paracentrotus lividus Homo sapiens TAS BA BA BA Absorption Biomagnification Biomagnification Figure I.1 : Voies d'accumulation et de
transfert d'un toxique dans trois maillons de la chaine I.6.2. COMPARTIMENT SÉDIMENTLe sédiment est un milieu relativement hétérogène et complexe constitué d'eau, de matériaux inorganiques et organiques et de composés d'origines anthropiques (POWER et CHAPMAN, 1992). Ainsi, on retrouve principalement dans les sédiments (GARRIVIER, 1995) : > des éléments chimiques que l'on qualifie de majeurs (Si, Al, K, Ca, Fe, S, Mg, etc.) et dont les teneurs sont notamment liées à la nature géochimique du sédiment ; > des nutriments (carbone organique, azote, phosphore) dont les apports varient en fonction de la nature du milieu aquatique et des saisons ; > des éléments métalliques présents, naturellement ou non, à l'état de traces (Cd, Cu, Hg, Ni, Pb, etc.) ainsi que des contaminants organiques (HAP, PCB, composés phytosanitaires, etc.) qui représentent globalement moins de 0,1% de l'ensemble des éléments présents dans les sédiments. La détermination des concentrations d'éléments en traces métalliques dans les sédiments marins côtiers superficiels est d'une grande importance du fait que ce compartiment abiotique a la capacité de séquestrer ces éléments et d'interagir avec d'autres compartiments biotiques et abiotiques de l'écosystème par des processus de sédimentation, floculation, etc. De plus, et à travers les processus mentionnés, il peut aussi y avoir un transfert et une incorporation des éléments en trace métallique aux chaînes trophiques (LUOMA, 1987 in CURTOSI et VODOPIVEZ, 1992). Une grande part des polluants déversés dans les eaux se retrouve dans les sédiments ; aussi a-t-on pu dire que ces derniers se comportent comme des indicateurs de pollution à mémoire, témoins du degré de pollution (LESOUEF et al., 1979). Les sédiments constituent donc un biotope privilégié pour rechercher l'état de pollution d'un écosystème aquatique (MEARNS et al., 1986). > Comportement des éléments en traces métalliques (ETM) en relation avec le sédiment Les sédiments jouent le rôle de puits et de source d'ETM (CLARISSE et al., 2004). Selon AUBERT et al., (1983), la capacité de fixation et de rétention d'un polluant par les sédiments est largement conditionnée par leur granulométrie, leur géométrie particulaire et leur composition chimique. La vase argileuse retiendra facilement les métaux traces dans l'eau avoisinante, alors qu'un sable quartzique n'aura pas cette possibilité. De ce fait, la nature des sédiments influe grandement sur l'image des polluants. Dans les phénomènes de pollution des sédiments par les ETM, les interactions sédimentscations métalliques jouent un rôle clé qui règle le comportement de ces métaux traces, leur distribution dans la phase solide. Ces interactions font intervenir plusieurs types de phénomènes de surface ; précipitation (sous forme oxydées, réduites), Coprécipitation et adsorption sur des composes minéraux et organique (SIGG et al., 1992). I.6.3. COMPARTIMENT POSIDONIEI.6.3.1. PRÉSENTATION DE LA POSIDONIEPosidonia oceanica (Linnaeus) DELILE 1813, communément appelée Posidonie est une magnoliophyte (phanérogame) marine endémique de la Méditerranée, c'est-à-dire strictement cantonnée à cette mer. C'est une plante angiosperme monocotylédone sous-marine. Comme toutes les plantes à fleurs, elle a des racines, une tige rhizomateuse et des feuilles rubanées. Elle fleurit en automne et produit au printemps des fruits flottants communément appelés « olive di mare " ~ « olives de mer " en Italien (BOUDOURESQUE, 2006). La posidonie constitue de grandes prairies sous-marines, appelées herbiers qui s'étendent de la surface jusqu'à 40 m de profondeur et constitue l'écosystème clé de l'espace littoral méditerranéen (BOUDOURESQUE, 2006). En Méditerranée, on recense 5 espèces de Magnoliophytes marines : Cymodocea nodosa, Halophila stipulacea, Posidonia oceanica, Zostera marina (Linnaeus) et Zostera noltii ; l'espèce la plus répandue étant Posidonia oceanica (HARTOG, 1970).
Figure I.2 : Aspect général d'un herbier à Posidonia oceanica3 3 http://fr.wikipedia.org/wiki/Fichier:Posidonia.jpg I.6.3.2. DESCRIPTION ET DISTRIBUTIONPosidonia oceanica est une espèce endémique de la Méditerranée dont le rôle est comparable à celui de la forêt. Elle est présente entre la surface et 20 à 40 m de profondeur le long de la plus grande partie de ses rivages (sauf Palestine et peut-être le Liban). C'est une espèce édificatrice d'un écosystème qui représente un pôle de biodiversité pour la Méditerranée (20 à 25% des espèces méditerranéennes sont présentes dans cet écosystème) (LACAZE, 1993). Cette plante se présente sous la forme de faisceaux de feuilles (4 à 8 feuilles de 40 à 80 cm de longueur et de 1 cm de largeur environ) situés à l'extrémité d'axes végétaux, appelés rhizomes (figure I.3). Les rhizomes portent également des racines, qui peuvent descendre jusqu'à 70 cm dans le sédiment (BOUDOURESQUE et al., 2006). Les rhizomes croissent verticalement (orthotropes) ou horizontalement (plagiotropes) en fonction de différents facteurs (lumière, espace disponible, apports sédimentaires) et peuvent constituer de grandes prairies sous-marines, les herbiers, lorsque les conditions de milieu sont favorables. Un rhizome orthotrope peut devenir plagiotrope, et vice-versa (CAYE, 1980 ; MOLENAAR, 1992).
Olive de Mer Faisceau de feuilles Rhizome orthotrope Fleur Rhizome plagiotrope Racines Figure I.3 : Un rhizome plagiotrope de
Posidonia oceanica portant des racines ainsi De nouvelles feuilles se forment toute l'année. Elles vivent entre 5 et 8 mois, plus rarement jusqu'à 13 mois. La zone de croissance des feuilles est située à leur base. On distingue les feuilles juvéniles : les feuilles de moins de 5 cm de longueur et les feuilles intermédiaires : les feuilles de plus de 5 cm sans gaine basale (pétiole). Les feuilles adultes sont les feuilles qui ont une gaine basale qui se met en place lorsque la croissance est achevée (GIRAUD, 1979 ; OTT, 1980 et THÉLIN et BOUDOURESQUE, 1983) (voir figure I.4).
Feuilles adultes Pétiole Limbe Apex Feuilles intermédiaires juvénile Feuille Figure I.4 : Structure d'un faisceau de feuilles de Posidonia oceanica À leur mort, les feuilles ne se détachent pas en totalité : seul le limbe est caduc, tandis que la gaine basale (pétiole), de quelques centimètres de longueur, reste fixée au rhizome (écaille) qui contribue à le consolider. La chute des feuilles, comme leur formation, se produit tout au long de l'année (PERGENT et PERGENT-MARTINI, 1991). L'enchevêtrement des rhizomes verticaux et horizontaux, ainsi que des racines qui poussent sur les rhizomes compose une structure relativement solide et cohésive, la matte (figure I.5). La matte sert d'ancrage à l'herbier mais joue également un rôle significatif dans la stabilisation des fonds. Cette dernière peut atteindre 8 m d'épaisseur (MOLINIER et PICARD, 1952 in BOUDOURESQUE et al., 2006), à raison d'une croissance verticale d'un mètre par siècle.
Figure I.5 : La matte de posidonie (TOLLI in BOUDOURESQUE, 2010) À la fin de l'été ou en automne se produit la floraison, phénomène relativement difficile à observer. Les fleurs (figure I.6 : A) sont hermaphrodites et donnent des fruits appelés olives de mer (figure I.6 : B) qui se détachent quand ils ont mûri et sont dispersés dans la mer par les vagues et les courants, tombent sur un lieu favorable, germent (figure I.7 : C) et donnent lieu à une nouvelle plante.
A / Fleur 4 B / Fruits : Olives de mer5 C / * RP iMBIQEOWEgraine (in TARMOUL, 2010) Figure I.6 : Floraison de Posidonia oceanica Posidonia oceanica est présente dans presque toute la Méditerranée (figure I.7). A l'Ouest, elle disparaît un peu avant le détroit de Gibraltar, vers Calaburros au Nord et Melilla au Sud (CONDE POYALES, 1989). A l'Est, elle est absente des côtes d'Egypte (à l'Est du delta du Nil), de Palestine et du Liban (POR, 1978). Elle ne pénètre pas en mer de Marmara ni en mer Noire. Enfin, elle est rare ou absente dans l'extreme Nord de l'Adriatique (GAMULIN-BRIDA et al., 1973 et GAMULIN-BRIDA, 1974), et le long des côtes languedociennes, entre la Camargue et Port-la-Nouvelle (BOUDOURESQUE et MEINESZ, 1982).
Herbier a posidonie Figure 1.7 : Distribution géographique
de Posidonia oceanica 4 http://www.medpan.org/?arbo=espece-remarquable&sel=ID&val=1 5 http://tpe-posidonie.e-monsite.com/album/photos-posidonie/ I.6.3.3. ÉCOLOGIEEn mode calme, Posidonia oceanica peut se développer très près du niveau moyen de la mer : ses feuilles s'étalent alors à la surface. La profondeur maximale dépend de la transparence de l'eau (de 15 à 44 m). Dans le Var et en Corse, des touffes isolées de P. oceanica ont été observées jusqu'à 45-48m de profondeur (AUGIER et BOUDOURESQUE, 1979 ; BOUDOURESQUE et al., 1990). Posidonia oceanica craint la dessalure. Elle dépérit immédiatement en dessous de 33%o (c'est la faible salinité qui l'élimine de la mer de Marmara : 21 à 27%o). L'espèce semble mieux résister aux salinités élevées, tel que 41%o qui constitue sa limite supérieure de tolérance (BEN ALAYA, 1972). En effet, elle est présente dans des lagunes hypersalines de Tunisie (Bahiret El Biban : 46%o en moyenne en Aoüt). Les températures extrêmes mesurées dans un herbier à P. oceanica sont 9,0 et 29,2°C (AUGIER et al., 1980 ; ROBERT, 1988). Il est possible toutefois que les températures basses (moins de 10°C) et hautes (plus de 28°C) ne soient supportées qu'exceptionnellement (BOUDOURESQUE et al., 2006). Posidonia oceanica craint un hydrodynamisme trop intense. Les tempêtes arrachent des faisceaux de feuilles, dont certains constitueront des boutures. Elles peuvent éroder la matte, soit directement, soit en la vidant de son sédiment, ce qui la fragilise, c'est la raison pour laquelle, en mode battu, l'herbier ne s'approche pas à plus de 1 ou 2 m de la surface (AUGIER et BOUDOURESQUE, 1979). I.6.3.4. FAUNE ET FLORE ASSOCIÉESLa flore et la faune de l'herbier à P. oceanica sont d'une exceptionnelle richesse. Environ 20% de toutes les espèces recensées en Méditerranée y ont été signalées, ce qui en fait le principal pôle de biodiversité en Méditerranée (BOUDOURESQUE, 1996). Le caractère le plus original de l'herbier a P. oceanica est la juxtaposition de deux types de production primaire (BOUDOURESQUE et al., 1994 et BOUDOURESQUE, 1996) : Le premier est la production de la posidonie elle-même, il s'agit d'une matière végétale riche en composes peu biodégradables (cellulose, lignine), protégée chimiquement (acides phénoliques) contre les herbivores (PIOVETTI et al., 1984 ; CUNY et al., 1995 et AGOSTINI et al., 1998) ; Le second type de production est celui des épiphytes des feuilles, facilement biodégradables, sans défenses chimiques, et donc très appréciés par les herbivores. La posidonie est peu consommée par les herbivores (moins de 10%) : l'oursin Paracentrotus lividus, le poisson Sarpa salpa et divers crabes du genre Pisa principalement (VELIMIROV, 1984 ; BOUDOURESQUE et al., 1994 ; RICO-RAIMONDINO, 1995 et PERGENT et al., 1997). Une partie des feuilles mortes reste sur place, constituant une litière consommée par de nombreux détritivores, principalement des Crustacés, et des Echinodermes (ZUPI et FRESI, 1984 et PERGENT et al., 1997). le reste (en moyenne 40% est exporté vers d'autres écosystèmes, où ces feuilles constituent un apport majeur de nourriture (VERLAQUE et NEDELEC, 1983 et PERGENT et al., 1994). Les épiphytes des feuilles sont principalement des Rhodobiontes, calcifiées ou non : (Acrochaetium spp, Pneophyllum fragile, etc.), des Fucophycees :(Cladosiphon cylindricus, Giraudia sphacelarioides, etc.), des Bryozoaires : (Electra posidoniae, Collarina balzaci, etc.) et des Hydraires : (Aglaophenia pluma, Monotheca posidoniae, etc.) (PÉRÈS et PICARD, 1964 et ROMERO, 1988). Les épiphytes des feuilles sont consommés par l'oursin Paracentrotus lividus et par le poisson Sarpa salpa (en même temps que les feuilles) ainsi que par de nombreux petits Gastropodes (Gibbula ardens, Alvania lineata, etc.) et Crustacés Amphipodes (Amphithoe ramondi, Hyale camptonyx, etc.) (LEPOINT et al., 2000). De nombreuses espèces de prédateurs, principalement des poissons (Coris julis, Diplodus annularis, Labrus viridis, Scorpaena porcus, Serranus scriba, Symphodus cinereus, etc.) et des étoiles de mer (Luidia ciliaris, Marthasterias glacialis) se nourrissent des Crustacés, Gastropodes, Polychètes, oursins et pour quelques-uns des poissons de l'herbier à P. oceanica (HARMELIN-VIVIEN, 1982, 1984; ZUPI et FRESI, 1984 ; DANCE et SAVY, 1987 et SAVY, 1987). I.6.3.5. IMPORTANCE ET RÔLEL'herbier à P. oceanica est aujourd'hui considéré comme l'écosystème central de l'ensemble des espaces littoraux méditerranéens. Il constitue le climax d'une succession de peuplements et sa présence conditionne l'équilibre écologique de beaucoup de fonds littoraux méditerranéens. Les principaux rôles de l'herbier à P. oceanica peuvent être schématisés par la figure I.8 et résumés comme suit :
Figure I.8 : Schématisation des
principaux rôles de l'herbier de Posidonie
I.6.3.7. POSIDONIA OCEANICA COMME UN BIOINDICATEURDE LA CONTAMINATION MÉTALLIQUE
L'empreinte de la qualité des eaux sur les herbiers à Posidonia oceanica est permanente, elle ne dépend, ni du sens du vent ni des courants (PERGENT et al., 1995). Elle représente un véritable enregistreur biologique capable de mémoriser les teneurs en métaux traces sur plusieurs décennies (PERGENT et al., 1995 et LAFABRIE, 2007). Il est donc possible de connaître l'état d'une région côtière en étudiant les herbiers de Posidonies qui y sont présents. I.6.4. COMPARTIMENT OURSINL'oursin commun Paracentrotus lividus (LAMARCK) 1816 est un échinides à sexes séparés gonochorique ne présentant pas de dimorphisme sexuel. Il a une vaste répartition toute au long des côtes du bassin méditerranéen (SAN MARTIN, 1995). Il est inféodé de l'étage médiolittoral, à l'infralittoral allant jusqu'à une profondeur de -80 m (MUNAR et MORENO, 1987). Il utilise comme refuges différents habitats qu'ils soient rocheux, sablonneux ou des prairies de Posidonia oceanica et Cymodocea nodosa (SEMROUD, 1993; GUETTAF et al., 2000 et BAYED et al., 2005). Le long de la côte Algérienne, Paracentrotus lividus est une espèce dominante dans les écosystèmes d'eau peu profonde où l'on peut trouver jusqu'à 25 individus / m2 (SEMROUD, 1993). Son rôle écologique comme opportuniste est important dans les différents écosystèmes. À travers son activité de pâturage, Paracentrotus lividus contrôle, localement, la dynamique des herbiers (TOMAS et al., 2004). Les oursins possèdent les caractéristiques recherchées chez un bioindicateur : ils sont sessiles ou ne se déplacent que sur de courtes distances, sont faciles à capturer et à identifier et comptent parmi les espèces prédominantes de la macrofaune benthique de nombreux écosystèmes marins (WARNAU et al., 2006). De plus, le régime alimentaire spécifique de cet organisme (brouteur) peuvent fournir des renseignements précieux sur les transferts trophiques des différents polluants étudiés (DEN BESTEN et al., 2001 et WARNAU et al., 2006). Des travaux effectués sur l'espèce Paracentrotus lividus ont révélé une grande capacité de concentration des ETM chez cette espèce notamment pour le Manganèse (Mn), le Fer (Fe), le Plomb (Pb) et le Zinc (Zn). La capacité des oursins à concentrer les ETM dans leurs tissus, gonades et fluides corporels propose l'espèce P. lividus comme bioindicateur des ETM dans le milieu marin (DABY, 2006). L'échinoide Paracentrotus lividus est le principal consommateur des feuilles de posidonies, il représente donc l'une des principales espèces de l'écosystème à posidonie (WARNAU et al., 1995). Il est considéré, dans cette étude, comme étant le deuxième maillon (consommateur Primaire) de la chaine trophique de cet écosystème après la Posidonie.
II.1. PRÉSENTATION DE LA BAIE D'ALGERLa baie d'Alger est située dans la partie centrale de la côte algérienne entre les longitudes Est : de 03°01'00" E à 03°14'30" E et les latitudes Nord : de 36°44'30" N à 36°49'15" N. De forme semi-circulaire et avec une superficie approximative de l'ordre de 180 Km2, elle s'inscrit en creux dans la plaine de La Mitidja. Elle est délimitée par deux caps, La Pointe Pescade (Rais Hamidou) à l'Ouest et le cap Matifou (Tamentfoust) à l'Est ainsi que par la Méditerranée occidentale au Nord. Deux Oueds se déversent dans la baie d'Alger, ce sont Oued El Hamiz et Oued El Harrach (figure II.1). Implantation des zones d'étude Caps Implantation de la Baie dans la baie d'Alger Embouchures d'Oueds dans la Mer Méditerranée
Pointe Pescade Alger Centre Rais Hamidou Méditerranée Baie d'Alger Oued El Harrach Alger Plage Méditerranée Bordj El Kiffan Cap Matifou Oued El Hamiz Figure II.1: Situation géographique de la baie d'Alger (Google Earth, 2011) II.1.1. GÉOMORPHOLOGIELe plateau continental de la baie d'Alger est large d'environ 9 km. Cependant, aux deux points extrêmes de la baie, on constate qu'il se réduit à une largeur maximale de à 1 km. Le fond de la baie est en pente douce uniforme de l'isobathe 0 m à celle des 100 m (PAC, 2004). II.1.2. SÉDIMENTOLOGIELes travaux de sédimentologie sur la nature des fonds en baie d'Alger, comparativement aux autres baies et golfes de la côte algérienne, sont nombreux et détaillés. LE DANOIS (1925), LECLAIRE (1972), CAULET (1972), et MAOUCHE (1987) sont les principaux auteurs qui ont abordé l'étude de la couverture sédimentaire de la baie. Ils ont mis en évidence ce qui suit (figure II.2) : > La distribution bathymétrique des sédiments de la côte vers le large selon un gradient d'envasement croissant ; > La présence de sables fins, essentiellement d'origine terrigène, occupant les petits fonds de la baie ; > Des zones sédimentaires de transition : les sables envasés et les vases sableuses, assurant le passage progressif des sables fins infralittoraux aux vases pures ; > Des vases pures dans la partie centrale et septentrionale de la baie qui témoignent d'un important envasement de ce secteur. 3,00° E 3,04° E 3,08° E 3,12° E 3,16° E 3,20° E 3,24° E 3,28° E
La Pointe Pescade Faciès des roches Faciès des sables Faciès des sables vaseux Faciès des vases sableuses 50-75% Faciès des vases 75-95% Faciès des vases > 95% Alger Centre 1,5 Km Méditerranée Occidentale Oued El Harrach Borj El Kiffan Cap Matifou Oued El Hamiz 36,84° N 36,82° N 36,80° N 36,78° N 36.76° N 36,74° N 36,72° N Figure II.2 : Nature du fond de la baie d'Alger (d'après MAOUCHE, 1987 ; modifiée) II.1.3. FACTEURS HYDRODYNAMIQUESII.1.3.1. LES HOULESD'après LECLAIRE (1972), le régime saisonnier se caractérise par deux directions privilégiées : En hiver : Les houles prédominantes sont W.N.W (pour plus de 80 %) avec une période moyenne de 8 à 9 secondes. Des périodes pouvant atteindre parfois 13 secondes ont étérelevées lors des grandes tempêtes. En été : La houle de direction N.N.E. se caractérise par une période moyenne plus faible de 6 à 7 secondes et des amplitudes moins élevées de 0,5 à 1 m. 50 % de ces houles ont une période de 6 à 9 secondes et n'atteignent que très rarement 3 m d'amplitude. II.1.3.2. LES COURANTS II.1.3.2.1. Les courants généraux Il existe un courant général rentrant par le détroit de Gibraltar se dirigeant vers l'Est. Ce courant reste généralement dans un ordre de grandeur de 0,5 à 1 m/s au large des côtes algérienne (LEM, 2006). II.1.3.2.2. Les courants côtiersLes courants côtiers les plus significatifs sont dus à la houle. Les courants le long des côtes algériennes sont généralement faibles en direction Ouest et Est. Les courants côtiers dominants ont une vitesse de 0,25 m/s environ 75 % du temps. Elle est, 24 % du temps, inférieure à 0,5 m/s et seulement 1 % du temps supérieure à 1m/s (in AICHIOU et ECHCHATABI, 2006). II.1.3.2.3. Les courants de dériye littoraleLa dérive littorale est présente lorsque la houle atteint la côte avec une certaine obliquité(figure II.3). La vitesse du courant est maximale pour un angle d'incidence de 50° à 60°. Lorsque la houle est oblique, le jet de dérive se fera dans la direction de la propagation. Par contre, le retrait des eaux se fera dans le sens de la plage (OTTMANN, 1965). 3,00° E 3,04° E 3,08° E 3,12° E 3,16° E 3,20° E 3,24° E 3,28° E
Méditerranée Occidentale La Pointe Pescade Cap Matifou Baie d'Alger Oued El Hamiz Alger Centre Borj El Kiffan DIRECTION DES COURANTS DE Oued El Harrach 1,5 Km NORD NORD-OUEST NORD-EST EST OUEST 36,84° N 36,82° N 36,80° N 36,78° N 36,76° N 36,74° N 36,72° N Figure II.3: Schéma synthétique
de la dynamique littoral dans la baie d'Alger II.2. ÉTAT DE LA POLLUTION DANS LA BAIE D'ALGERLa baie d'Alger est soumise aux perturbations anthropiques de différentes origines causées par une population humaine de plus de 4,3 millions d'habitants qui vivant dans la métropole d'Alger. En outre, près de 1000 entreprises exercent dans différents domaines et se partagent cette baie : métallurgie, construction, pétrochimie, production pharmaceutique, industries mécaniques, électriques et électroniques, alimentation, production de papier, etc. (PAC, 2005) (tableau II.1). Deux oueds se jettent dans la baie d'Alger, l'oued El Hamiz et l'oued El Harrach. Ce dernier draine les eaux usées domestiques et industrielles surtout de la ville d'Alger qui ne sont traitées qu'à 8% et sont déversées directement dans la baie (PAC, 2005). Selon le Dr MITSUO YOSHIDA, conseiller supérieur à l'Agence de coopération internationale japonaise (JICA), la mauvaise qualité de l'eau de l'oued El Harrach dépasse de 400 fois les normes établies par l'organisation mondiale de la santé (OMS1). Tableau II.1 : Quelques activités polluantes en baie d'Alger (PAC, 2005)
La cimenterie de Rais Hamidou, héritage colonial datant de 1911, continue de constituer une source de pollution importante pour la baie d'Alger. C'est, en effet, par voie éolienne (fumées) (Figure II.4) et voie d'effluents toxiques, que les rejets de la cimenterie, généralement des poussières, des oxydes de soufre, des oxydes de carbone, de l'acide fluorhydrique, des éléments en traces métalliques, du fluor, et des chlorures, se retrouvent en mer.
Figure II.4: Cimenterie de Rais Hamidou (Photo : LAMOUTI) 1 http://elmouja.over-blog.com Le port d'Alger constitue une source inépuisable de pollution qui, au-delà de son activité portuaire même, reçoit un grand nombre d'égouts (24 égouts) qui drainent les eaux usées de la ville d'Alger et dont l'influence est étalée dans l'espace et le temps (permanente). De plus des pollutions ponctuelles très localisées sont engendrées par les navires en rade dans la baie (APPL, 20101). La station de dessalement de l'eau de mer d'El-Hamma (Alger) présente un danger sur l'écosystème marin dans la baie. Des activités intensives de dessalement d'eau de mer provoquent le développement de saumures qui entraînent la destruction de précieuses régions côtières (LOUNIS et BELHADJAISSA, 2005). Les apports des émissaires urbains situés dans le secteur de Hussein-Dey ont eux aussi une forte influence sur la qualité du milieu marin de la baie (APPL, 2010). En 2004, la baignade a été interdite au niveau de 46 plages dans la baie. L'écosystème marin a été gravement touché par la pollution, et une diminution de la biodiversité de 14% pour les espèces de grand intérêt écologique a été signalée (PAC, 2005). À partir de ces données on peut conclure que la baie d'Alger est un milieu pollué ou du moins perturbé (GRIMES, 2005). II.3. PROTOCOLE DE PRÉLÈVEMENT ET STRATÉGIE D'ÉCHANTILLONNAGEII.3.1. SITES DE PRÉLÈVEMENT (CHOIX ET DESCRIPTION)Le facteur majeur qui commande le choix des sites de prélèvement est la présence d'herbiers à posidonie dans la baie d'Alger. La magnoliophyte marine Posidonia oceanica est en voie de disparition dans la baie d'Alger (herbiers dégradés) (GRIMES, 2005). Cette importante régression est sous l'effet conjugué des pollutions marines et des aménagements côtiers avec leurs corollaires qui modifient le transit sédimentaire. Les herbiers de la baie d'Alger ont perdu au cours de ces dernières années une grande surface de répartition ainsi la production biologique de l'écosystème côtier algérois (TEDJANI, 20102). Les rares surfaces des fonds meubles de la baie d'Alger encore recouverts de Posidonia oceanica et qui ont fait l'objet de notre étude sont : La zone ('A(JIr SlaIe (Bordj El Bahri) : Ce premier site d'étude se situe entre les ondines Nord et les ondines Sud (APPL, 20113) (tableau II.2 et figure II.5). Son fond est caractérisé par un mélange de roches, d'algues photophiles et de prairies dégradées (SOUALILI et al., 2008). La zone de Rais Hamidou (Ex. Pointe Pescade) : Ce second site dit « Plage Ali La Pointe (ex. plage franco) » est situé à 6 km au Nord-Ouest du centre-ville d'Alger (tableau II.2 et figure II.5). 2 www.nouara-algerie.com article-la-faune-et-la-flore-sous-marine-du-littoral-d-alger Tableau II.2 : Localisation géographique des stations de prélèvement en baie d'Alger
TRANSECT : Prélèvement d'eau de mer pour le dosage
des sels Rais Baie d'Alger Alger RAIS HAMIDOU ALGER Implantation des deux zones d'étude dans la baie d'Alger Zone 2 Zone 1 Figure II.5 : Stratégie d'échantillonnage et localisation des stations de prélèvement des deux zones étudiées II.3.2. PRÉLÈVEMENT ET ÉCHANTILLONNAGEDans chaque site nous avons effectué quatre séries de prélèvements : sédiments, rhizomes de posidonie et oursins Paracentrotus lividus pour le dosage des éléments en traces métalliques ainsi que de l'eau de mer pour le dosage des sels nutritifs et la matière organique. Les prélèvements ont été réalisés par plongée autonome, excepté ceux pour l'eau de mer de surface qui se sont fait à partir d'une embarcation. Les échantillons prélevés ont été conservés à basse température dans une glacière portative avec une réserve de froid suffisante, en attendant leur congélation au laboratoire. II.3.2.1. SÉDIMENTPrélèvement : à chaque zone, et sur les 5 premiers centimètres environ de la couche superficielle, à proximité de l'endroit où les rhizomes ont été collectés, une fraction de sédiment est prélevée et conservée par congélation (KANTIN et PERGENT-MARTINI, 2007). Préparation de l'échantillon : l'étude des ETM est habituellement portée sur la fraction fine du sédiment en raison de l'affinité des ETM avec les particules fines (argiles, matière organique et oxydes de Fer et de Manganèse). Cependant, suivant les recommandations de l'UNEP/IAEA, (2001) l'analyse des ETM est réalisée sur la fraction totale du sédiment dans le but d'éviter les risques de contamination et de perte lors du tamisage.
A B C Figure II.6 : (A) prélèvement de
sédiment ; (B) boite en plastique (pour le
prélèvement) ; II.3.2.2. POSIDONIEPrélèvement : à chaque zone, une quinzaine4 de rhizomes orthotrope de posidonie avec leurs faisceaux ont été collecté sur une large surface, en prenant soin que les rhizomes prélevés soient séparés d'un mètre environ les uns des autres. Les rhizomes sont cassés manuellement au niveau du sédiment, et placés dans un sac en plastique (KANTIN et PERGENT-MARTINI, 2007). Selon (CAPIOMONT, 2000) la contamination mercurielle s'effectuant préférentiellement dans les parties endogées (rhizomes et écailles), et peu au niveau des feuilles adultes, tandis que la décontamination s'effectuerait plutôt au fur et à mesure de la perte des feuilles contaminées 4 Nombre minimum nécessaires pour caractériser une station. Préparation de l'échantillon : les échantillons sont congelés par 3 lots de 5 rhizomes dont il a été préalablement enlevé les feuilles, à fin de les lyophiliser (KANTIN et PERGENTMARTINI, 2007).
Figure II.7 : Récupération des rhizomes II.3.2.3. OURSINPrélèvements : à chaque zone, une quinzaine d'individus d'oursins Paracentrotus lividus ont été collectés et mis dans des boites en plastique. Préparation des échantillons : Les gonades d'oursin sont récupérées délicatement afin de ne pas les abimer (figure II.7). La quantité du matériel biologique utilisé varie entre 0,5 et 1 g de poids sec.
Figure II. 8: Récupération des gonades d'oursins II.4.1. DOSAGE DES ÉLÉMENTS EN TRACES MÉTALLIQUESII.4.1.1. TRAITEMENT DES ÉCHANTILLONSLa méthode appliquée pour le traitement des échantillons est celle proposée par UNEP/IAEA (1985a, 1985b et 1986) qui s'effectue à partir des opérations suivantes : Lyophilisation : La lyophilisation est une technique permettant la déshydratation de l'échantillon congelé par sublimation à basse température (-55°C) et sous vide (0,1 bar) pendant 48 heures. Au bout de 24 h les échantillons sont retirés du lyophilisateur (Fig.II.9.A) pour être remués à l'aide d'une spatule en acier inoxydable afin de permettre leur déshydratation complète si nécessaire. La lyophilisation est préférable à la déshydratation à l'étuve car cette dernière entraine une perte des ETM les plus volatiles en particulier le mercure. Broyage: Les sédiments lyophilisés sont broyés à l'aide d'un mortier en porcelaine. Pour le matériel biologique, les échantillons d'oursin sont broyés en fine poudre à l'aide d'un mortier en agate et les rhizomes à l'aide d'un broyeur centrifuge à billes : Centrifugal Ball Mill, S 100. RETSCH® (Fig.II.9.B).
A B Figure II.9 : (A) Lyophilisateur ; (B) Broyeur centrifuge à billes Homogénéisation : Le sédiment est constitué de particules diverses, l'affinité avec l'ETM est en fonction de la taille et de la nature de la particule sédimentaire, ainsi dans le but d'uniformiser la répartition des particules sédimentaires au sein de l'échantillon le lyophilisat est récupéré et homogénéisé pendant 48 heures. II.4.1.2. NETTOYAGE DES INSTRUMENTSLes ETM se trouvent à l'état de traces dans le milieu marin. Une contamination est plus que probable si les conditions optimales d'applications et de propreté de tout instrument et de verrerie utilisés pendant le traitement et le stockage des échantillons ne sont pas réunies. Pour cela tout le matériel utilisé doit subir préalablement les opérations d'un nettoyage spécifique détaillé en annexe I. II.4.1.3. MINÉRALISATION DES ÉCHANTILLONSLa minéralisation (digestion) est une opération d'extraction et de solubilisation des ETM après décomposition des échantillons qui s'effectue soit : > en milieu acide : l'opérateur doit nécessairement manipuler sous une hôte aspirante et se munir du matériel de protection adéquat (masque à gaz, lunettes et gants) ; > à chaud et sous colonne à reflux ; > par voie humide : celle-ci permet la récupération maximale des métaux traces (PINATA, 1979). Nous avons réalisé l'analyse des ETM au laboratoire Régional Centre « LRC Ben Aknoun » de l'Observatoire National de l'Environnement et du Développement Durable « l'ONEDD» après leur minéralisation au laboratoire de l'annexe de l'ENSSMAL de SidiFredj. Nous avons réalisé quatre différentes minéralisations en milieu acide selon l'élément recherché : mercure et autres métaux traces ; et la matrice étudiée : sédiment, matériel biologique (rhizome de posidonie et gonade d'oursin commun) comme suit : A- Digestion du sédiment et du matériel biologique pour la détermination du mercure total par spectrophotométrie d'absorption atomique avec système d'hydrures (CV-AAS) Principe: Ces méthodes sont applicables pour des échantillons de sédiment ou de matériel biologique. La forte digestion acide permet de décomposer les échantillons, ainsi que d'oxyder et convertir toutes les formes de mercure en mercure inorganique. Réactifs: - HNO3 (65% pour analyse, ISO, Merck) ; - H2SO4 (95-97%, pour analyse, faible en mercure, Merck) - pour le sédiment ; - K2Cr207 (10 %, pour analyse, faible en mercure, Merck) ; - Eau déionisée Milli-Q (>18 Mc cm, Millipore). Matériel: > Tubes en Téflon avec bouchons (60 ml, Savillex) et tubes gradués en polypropylène avec bouchons (50 ml, Sarstedt) nettoyés suivant les procédures 1 et 3 (annexe I) ; > Fiole jaugée de 500 ml (classe A) nettoyée suivant la procédure 3 (annexe I) ; > Spatules en plastiques nettoyées suivant la procédure 1 (annexe I) ; > Balance de précision (DENVER INSTRUMENT®. M-220D) et micropipette (Finn pipette) ; > Plaque chauffante (Ceran 500, 22SR) et bloc en aluminium.
Procédure: Ajout de 4 ml d'HNO3 Sédiment Ajout d'1ml de K2Cr207 puis dilution jusqu'au trait de jauge (50 ml) Transfert dans les tubes de 50 ml en polypropylène Refroidissement à température ambiante
avant Fermeture hermétique des tubes et
mise Chauffage des tubes pendant 3h à
90°C Homogénéisation des échantillons (2 min) Décantation avant
analyse Pesée de 0,5 g d'échantillon sec Ajout de 5 ml d'HNO3 Matériel Figure II.10. : Procédure de digestion
du sédiment et du matériel biologique B- Digestion du sédiment et du matériel biologique pour la détermination de Plomb, et Zinc par spectrophotométrie d'absorption atomique (SAA) Principe: Les échantillons sont minéralisés dans des « bombes » en téflon fermées à l'aide de l'acide nitrique pour le matériel biologique et d'une combinaison d'acide fluorhydrique (HF) et d'eau régale pour le sédiment. L'utilisation d'HF est nécessaire pour la décomposition complète des silicates. Pour les métaux étudiés, son utilisation a été substituée par de l'eau régale. Réactifs: - HNO3 (65% pour analyse, ISO, Merck) ; - HCL (30%, supra-pur, Merck) - pour le sédiment ; - Eau déionisée Milli-Q (>18 Mc cm, Millipore). Matériel: - Bombes en Téflon avec bouchons (50 ml, Nalgène)
et tubes gradués en polypropylène - Spatules en plastiques nettoyées suivant la procédure 1 (voir annexe I) ; - Balance de précision (DENVER INSTRUMENT®. M-220D) et micropipette (Finnpipette) ; - Plaque chauffante (Ceran 500, 22SR) et bloc en aluminium. Procédure : Voir figure II. 11. C- Remarques importantes pour toutes les minéralisations :> Des blancs de réactifs doivent être préparés pour chaque série d'analyse. Ils sont préparés de la même manière que les échantillons, excepté qu'aucun échantillon n'est ajouté dans les flacons de digestion. > Les standards pour la courbe de calibration doivent être préparés en utilisant les mêmes réactifs que pour les échantillons. > Les échantillons prêts peuvent être conservés plusieurs jours au réfrigérateur (+4°C).
Procédure: Ajout de 7 ml d'eau régale Chauffage des bombes pendant Fermeture hermétique des Sédiment Transfert dans les tubes de 50 ml en polypropylène Refroidissement à température ambiante
avant Homogénéisation des échantillons (2 min) Dilution jusqu'au trait de jauge (50 ml) Décantation avant
analyse Pesée de 0,5 g d'échantillon sec Chauffage des bombes pendant Fermeture hermétique des Ajout de 4 ml d'HNO3 Matériel Figure II. 11: Procédure de digestion
du sédiment et du matériel biologique pour II.4.1.4. ANALYSE DES ÉCHANTILLONS PAR LA MÉTHODE DE LA SAALa spectrophotométrie d'absorption atomique (SAA) est une méthode analytique permettant de déterminer la concentration d'une substance par l'absorption d'une radiation spécifique à l'élément chimique contenu dans la substance en l'occurrence ici, le mercure, le plomb, le zinc et dont le maximum d'absorption se fait respectivement aux longueurs d'ondes 253,7 ; 283,3et 213,9 nm. En effet, lorsque les atomes d'un élément ont été excités, leur retour à l'état fondamental s'accompagne de l'émission de photons, de fréquence F bien définie et propre à cet élément qui, dispersé dans un générateur d'atomes possède également la propriété d'absorber tout rayonnement de même fréquence F. Il en résulte une absorption du rayonnement incident liée à la concentration de l'élément considéré suivant la loi de BEER-LAMBERT :
I0 : Intensité de la radiation incidente ; I : Intensité de la radiation après la traversée de la flamme ou cellule de quartz ; K : Constante caractéristique de l'échantillon ; L : Longueur du chemin optique ; C : Concentration dans la solution de l'élément considéré ; L'appareil utilisé est un Perkin Elmer® A Analyst 700 constitué d'un générateur de photons, destiné à fournir un flux de photons d'intensité constante dans le temps et de fréquence bien définie correspondant à l'élément à doser. À savoir, des lampes à cathode creuse constituée du métal (ou des métaux) à doser qui est volatilisé et excité par décharge cathodique dans une atmosphère gazeuse (néon ou argon) à très basse pression ; d'un générateur d'atomes ; d'un monochromateur à double faisceau, destiné à la sélection de la longueur d'onde et dont l'un des faisceaux atteint directement le récepteur sans traverser la flamme, permet d'éliminer les fluctuations de la source ; et d'un récepteur constitué par un photomultiplicateur, associé à un amplificateur linéaire et logarithmique. Il est équipé d'un générateur d'hydrures, d'un four à graphite et un système par flamme avec injecteur automatique (AS 800 Perkin Elmer) et est piloté par le logiciel Winlab 32 pour absorption atomique qui permet de très hautes performances d'analyse. Pour le mercure, les échantillons minéralisés sont analysés avec le système d'hydrures (FIAS 400, Perkin Elmer®) équipé d'un dispositif d'injection (passeur) automatique de l'échantillon (AS-91, Perkin Elmer®) et une cellule de quartz. Une solution «carrier» d'HNO3 à 5% et une solution réductrice de SnCl2 sont utilisées. Pour les autres métaux étudiés, les échantillons minéralisés sont analysés avec le système par flammes chaudes nécessitant un mélange de gaz air/acétylène (C2H2) et un bruleur de type laminaire muni d'une fente longitudinale de 15 cm. Étalonnage : La méthode utilisée est celle des standards seuls. Les gammes étalons (voir annexe II) sont préparées quelque peu avant l'analyse à partir de solutions mères chacune à 1000 mg/l qui peuvent être conservées une année. Les droites d'étalonnage sont présentées :
Mercure y = 0,0071x - 0,0011 0 -0,05 0 20 40 60 C (ìg/l) 0,4 0,35 0,3 0,25 Abs 0,2 0,15 0,1 0,05 Fig. II.12 : Droite d'étalonnage du Mercure
Plomb (biote) 0,08 0,06 y = 0,0104x - 0,0012 0 2 4 6 8 C (mg/l) -0,02 Abs 0,04 0,02 Plomb (sédiment) 0,07 0,06 0,05 y = 0,0082x + 6E-06 Abs 0,04 0,03 0,02 0,01 0 2 4 6 8 C (mg/l) Fig. II.13 : Droite d'étalonnage du Plomb Fig. II.14 : Droite d'étalonnage du Plomb pour le biote pour le sédiment Zinc
Abs 0,2 0,15 0,1 y = 0,0887x - 0,005 0,05 0 0 0,5 1 1,5 2 2,5 C (mg/l) -0,05 Fig. II.15 : Droite d'étalonnage du Zinc II.4.1.5. LE TAUX D'HUMIDITÉ :L'air où congeler les échantillons secs peut contenir des quantités différentes de la teneur en humidité. Les résultats définitifs devraient être corrigés pour cette teneur en humidité et exprimé sur une base du poids sec. Calcul du poids corrige de l'échantillon a. Calcul des taux d'humidité : le calcul se fait par l'application de la formule suivante (UNEP/AIEA, 2001).
Où : A : taux d'humidité (%) P 1 : poids de la coupelle vide + le poids de l'échantillon dans la coupelle (g) P 2 : poids de l'échantillon dans la coupelle âpres 24 heures à 105°C (g) b. Correction du poids du sédiment : la correction se fait grace à l'expression : PC P - ( P) Où : Pc : poids de l'échantillon corrige (g) P : poids de l'échantillon pesé pour la minéralisation (g) A : taux d'humidité (%) II.4.1.6. INDICE DE CONTAMINATION (IC)Pour la présente étude, les analyses des ETM dans le sédiment ont portés sur la comparaison des concentrations par rapport aux zones de référence. L'indice de contamination doit être calculé à partir du formule suivante (ABRMC, 1984) o c t t o o o c t t o o L'interprétation des résultats est suivie le tableau II.3. Tab II.3 : L'interprétation des valeurs de l'indice de contamination (IC) (ABRMC, 1984)
II.4.1.7. RELATION ENTRE LE MERCURE ET L'ÉTAT DE L'HERBIER DE POSIDONIEOn peut déterminer l'état de l'herbier de posidonie à partir de la concentration de mercure contenu dans cet herbier (PERGENT-MARTINI et al., 2005) (tableau II.4). Tableau II.4 : Classification des herbiers de
Posidonia oceanica en fonction de l'état
D A (1 ~ ) II.4.1.8. BIOCONCENTRATIONS MÉTALPour évaluer l'efficacité de la bioaccumulation des métaux traces par Posidonia oceanica et Paracentrotus lividus, le facteur biosédiment, défini comme le rapport entre la concentration de métal dans l'organisme et dans les sédiments (LAU et al., 1998). II.4.2. DOSAGE DES SELS NUTRITIFS
On s'intéresse au dosage des sels nutritifs : ammonium, nitrite, nitrate, Orthophosphate et silicium dissout. L'analyse est faite par la méthode de colorimétrie à flux continu sur chaîne automatisée SKALAR (Auto-Analyzer SAN PLUS) selon le protocole décrit par le fabricant (SKALAR, 1998). Schématiquement, cet analyseur automatique est composé de 3 éléments : un échantillonneur qui permet d'aspirer les échantillons, une cassette où se déroulent le développement des complexes colorés et le spectrophotomètre proprement dit. Un système de pompe crée un flux continu entre les différents éléments de la chaîne, flux qui entraîne automatiquement l'échantillon au travers du système (voir le circuit analytique pour le dosage de chaque paramètre en annexe III) pour son analyse. Le dosage de chaque paramètre est passé en revue ci-après : II.4.2.1. DOSAGE DE L'AMMONIUMLe dosage de l'ammonium ( ~ ) est réalisé suivant la méthode de (KOROLEFF ,1969 in AMINOT et CHAUSSEPIED, 1983). En milieu alcalin (8 < pH < 11,5), l'ammonium dissout réagit sur l'hypochlorite pour former une monochloramine. Ce composé, en présence de phénol et d'un excès d'hypochlorite (milieu oxydant) donne lieu à la formation d'un bleu d'indophénol. La réaction est catalysée par le nitroprussiate de sodium. Le maximum d'absorption se fait à une longueur d'onde de 630 nm (LOURGUIOUI, 2006). II.4.2.2. DOSAGE DE NITRITELe dosage de nitrite ( ~) est réalisé selon la méthode de GRIESS qui repose sur la formation d'un complexe coloré par réaction de diazotation entre l'ion nitrite, une amine primaire aromatique, la Sulfanilamide et une autre amine aromatique, le Dihydrochlorure de N-(1-naphthyl)-éthylène diamine (NED). En effet, Il s'agit de la réaction de GRIESS, réaction de diazotation spécifique de l'acide nitreux, qui se produit en deux étapes : L'ion nitrite réagit avec la sulfanilamide (4-H2NC6H4SO2NH2) pour former un composé diazoïque (sel de diazonium) qui se combine ensuite en milieu acide (pH<2) avec le NED pour former un composé rosé dont l'absorbance à 540 nm (SKALAR, 1998) est proportionnelle à la concentration des ions nitrite.
Figure II.16 : Réactifs de GRIESS pour le dosage de nitrite II.4.2.3. DOSAGE DE NITRATESelon (WOOD et al., 1967 in LOURGUIOUI, 2006), Le passage des échantillons dans une colonne de cadmium traité au cuivre permet la réduction de nitrate ( ~) en nitrite ( ~). Ces dernières ( ~ initiaux + ~ réduits) seront ensuite dosées par colorimétrie selon la méthode précédemment décrite. D'après (RODIER et al., 1996), les concentrations de nitrate sont obtenues après la soustraction des concentrations de nitrite déterminés, antérieurement, avant le passage des échantillons dans la colonne réductrice. II.4.2.4. DOSAGE D'ORTHOPHOSPHATELe principe du dosage d'Orthophosphate selon la méthode de (MURPHY et RILEY, 1962 in LOURGUIOUI, 2006) repose sur la réaction de l'anion Orthophosphate (P ~ ~) avec l'ion molybdate d'ammonium et l'ion oxydrate de potassium (Antimoine) en milieu acide pour la formation de l'acide phosphomolybdique. Cet acide est réduit par l'acide ascorbique en bleu de molybdène dont l'absorbance à 880 nm est proportionnelle à la concentration de l'ion orthophosphate présent dans un échantillon. II.4.2.5. DOSAGE DU SILICIUM DISSOUSPrésent à 95 % sous forme d'acide orthosilicique Si(OH) (AMINOT et CHAUSSEPIED, 1983), le silicium dissous réagit avec le molybdate d'ammonium en milieu acide pour former un complexe silicomolybdique qui réduit par l'acide ascorbique donne un composé coloré en bleu absorbant à 810 nm (MULLIN et RILEY, 1955 in LOURGUIOUI, 2006). L'ajout de l'acide oxalique évite l'interférence de phosphate. Etalonnage, mesure et calcul L'étalonnage nécessite, pour chaque sel à doser, la préparation d'une solution mère et d'une solution fille (voir annexes IV à VII). Une fois la solution fille prête, nous employons le principe de neutralisation pour préparer d'autres solutions filles plus diluées (standards), qui constitueront une gamme étalons (annexe VIII). Le signal d'absorption mesuré en continu par le spectrophotomètre est traduit sous la forme d'un pic sur un ordinateur interfacé. La hauteur du pic est proportionnelle à la concentration du sel dans l'échantillon. La mesure de standards de concentrations connues permet de calculer une droite de régression (de la forme Y = a X + b) qui est utilisée pour déterminer les concentrations inconnues. Les pics sont mesurés par rapport à une ligne de base constituée d'eau de mer oligotrophe (épuisée de nutriments). Le logiciel intégré de l'appareil utilisé réalise automatiquement tous les calculs nécessaires pour nous permettre d'obtenir les droites d'étalonnage ci-après.
0 2 4 6 [NH4+] umol/l 50 abs = 29,605 [NH4+] +
239,98 400 350 Absorbance 300 250 200 150 100 0,5 1 1,5 [NO2-] umol/l Absorbance 560 540 520 500 y = 71,781x + 462,08 440 480 460 Fig. II.17 : Droite d'étalonnage Fig. II.18 : Droite d'étalonnage de l'Ammonium de Nitrite 0 1 2 3 [NO3-] umol/l
Absorbance 560 540 520 500 y = 31,823x + 465,94 480 460
700 y = 289,54x + 284,55 0 Absorbance 600 500 400 300 200 100 0 0,5 1 1,5 [PO43-] umol/l Fig. II.19 : Droite d'étalonnage Fig. II.20 : Droite d'étalonnage de Nitrate d'Orthophosphate
1200 1000 y = 204,07x + 141,86 0 Absorbance 800 600 400 200 0 2 4 6 [SiO2] umol/l Fig. II.21 : Droite d'étalonnage du Silicium dissous II.4.3. DÉTERMINATION DES MATIÈRES EN SUSPENSIONS (MES)Les MES ou le poids sestonique est le poids du matériel particulaire dans les eaux (matériel détritique et vivant, organique et minéral). La filtration s'effectue à l'aide de filtre WHATMAN GF/C (porosité 0,45 ìm) de 45 mm de diamètre (figure II.24.B) (KANTIN et PERGENT-MARTINI, 2007). Le filtre est séché et pesé avant et après filtration, à l'aide d'une balance (DENVER INSTRUMENT®. M-220D) (figure II.24.A). La différence de poids entre les deux pesées permet de connaitre le masse sèche totale de MES dans le volume d'eau correspondant (AMINOT et CHAUSSPIED, 1983). Un volume d'eau de 250 ml doit être représentatif pour un échantillon (LOURGUIOUI, 2006).
Figure II.22: (A) Balance; (B) Filtre WHATMAN GF/C Calcul de MES : (P P ) [M ] _ Tel que : MES : le poids sestonique dans un volume d'eau (mg/l) de la matière en suspension. P1 : poids de filtre avant filtration (mg). P2 : poids de filtre après filtration (mg). V : le volume d'eau filtre (L). II.4.4. DETERMINATION DE LA MATIÈRE ORGANIQUE (MO)Les filtres qui sont utilisés pour la matière en suspension, sont pesés avec précision dans des creusets en porcelaine (figure II.25.B) soit P1. Après les avoir passés au four à moufle (CARBOLITE CWF 1200 ®) à 550°C pendant deux heures (figure II.25.A), les creusets et filtres sont à nouveau pesés, soit P2. La différence de ces deux poids (P1, P2) nous donne celui de la matière organique brûlée existe dans le volume d'eau correspondant: (P P ) [M ] _ Avec : P1 : poids du creuset et du filtre avant séchage (mg). P2 : poids du creuset et du filtre après séchage (mg). V : le volume d'eau filtre (L).
B A Figure II.23 : (A) four à moufle ; (B) creuset en porcelaine
III. 1. LES ÉLÉMENTS EN TRACE MÉTALLIQUEIII.1.1.ETAT DE CONTAMINATION DU SÉDIMENTLes résultats obtenus après l'analyse des éléments en trace métallique dans les sédiments étudiés sont traités statistiquement et regroupées dans le tableau III.1. Tableau III.1 : Valeurs extrêmes,
moyennes et écart type des concentrations
Tableau III.2 : Comparaison des statistiques
de concentrations maximales en ETM dans
III.1.1.1.LE MERCURE(Hg)Les concentrations en Mercure dans les sédiments d'Alger plage sont comprises dans la tranche de valeurs 0,1149 #177; 0,0084 et 0,1580 #177; 0,0016 avec une moyenne de 0,14 #177; 0,03ìg/g P.S. Dans les sédiments de Rais Hamidou, les concentrations en Mercure se situent entre 0,1368 #177; 0,0028 et 0,2174 #177; 0,0325 ìg/g P.S avec une moyenne de 0,18#177; 0,06ìg/g P.S (Tableau III.1). En moyenne, le Mercure est plus concentré dans les sédiments de Rais Hamidou que dans ceux d'Alger plage (Figure III.1). Toutes les concentrations en Mercure trouvées dans les sédiments analysés sont supérieures aux concentrations en Mercure dans les sédiments des zones de référence : Corne d'Or (baie de Bou Ismail, Algérie in TARMOUL, 2010) et Canari (Corse, France in LAFABRIE, 2007) et sont analogues avec celles trouvées par TARMOUL (2010) dans les sédiments du front de mer de la ville de Bou Ismail zone considérée comme une fortement anthropisée (Tableau III.2).
Figure III.1 : Histogramme comparant les concentrations moyenne de Mercure (Hg) en Corne d'Or 0.098 ìg/g P.S dans les sédiments des zones
étudiées avec les zones de référence Canari (Cor, Frae) Canari (Corse, France in LAFABRIE, 2007) III.1.1.2. LE PLOMB (Pb)Les concentrations en Plomb dans les sédiments d'Alger plage sont comprises dans la tranche de valeurs 20,66 #177; 3,17 et 22,09 #177; 2,31 ìg/g P.S avec une moyenne de 21,37 #177; 1,01ìg/g P.S. Tandis que dans les sédiments de Rais Hamidou, les concentrations en Plomb varient entre 29,46 #177; 2,52 et 43,52 #177; 1,37 ìg/g P.S avec une moyenne de 38,10 #177; 7,56ìg/g P.S (Tableau III.1). En moyenne, le Plomb est plus concentré dans les sédiments de Rais Hamidou que dans ceux d'Alger plage (Figure III.2). Toutes les concentrations en Plomb trouvées dans les sédiments étudiés sont supérieures aux concentrations en Plomb dans les sédiments des zones de référence : Tamentfoust et Sidi Fredj (SOUALILI et al., 2008), (Tableau III.2). Les teneurs relevées dans les sédiments d'Alger plage sont analogues avec celles trouvées par BOUDJELLAL et al. (1992) dans la Baie d'Alger. Les résultats obtenus à Rais Hamidou sont semblables à ceux trouvés par AOUAMEUR (1990), (Tableau III.2). Toutefois, les sédiments dans les zones étudiées sont moins contaminés par le Plomb que ceux analysés par RAIS et GUEDDARI (1992) dans la frange littorale Nord-Ouest du Golf de Tunis (Tunisie) (Tableau III.2 et Figure III.2).
[Pb] dans les sediments (pg/g) 40 50 60 Alger plage 54 30 20 10 0 21,37 38,10 26,54 39,63 Rais Hamidou Baie d'Alger Alger plage, selon SOUALILI et al,,2008 La frange littorale NordOuest de Golf de Tunis (Tunisie) Figure III.2 : Histogramme représentant
les concentrations moyenne de Plomb en ìg/g III.1.1.3. LE ZINC (Zn)Les concentrations en Zinc dans les sédiments d'Alger plage sont comprises dans la tranche de valeurs 46,10 #177; 3,95 et 47,11 #177; 5,29ìg/g P. S avec une moyenne de 46,61 #177; 0,71ìg/g P.S. Dans les sédiments de Rais Hamidou, les concentrations en Zinc varient entre 64,35 #177; 6,44 et 77,16 #177; 5,29 ìg/g P.S avec une moyenne de 70,75 #177; 9,06 ìg/g P.S. (Tableau III.1). En moyenne, le Zinc est plus concentré dans les sédiments de Rais Hamidou que dans ceux d'Alger plage (Figure III.3). Toutes les concentrations en Zinc trouvées dans les sédiments étudiés sont supérieures aux concentrations en Zinc dans les sédiments de la Corne d'Or (baie de Bou Ismail, Algérie in TARMOUL, 2010) (Figure III.3). Les concentrations de Zinc dans les sédiments de Rais Hamidou et Alger plage sont beaucoup plus faibles que celles trouvées par TARMOUL (2010) dans les sédiments du front de mer de la ville de Bou-Ismail, zone très anthropisée (Tableau III.2). Cependant, les concentrations relevées à Rais Hamidou sont tout de même supérieures au seuil critique de contamination du sédiment marin (50 ìg de Zn/g de poids sec) d'après MOORE et RAMAMOORTHY (1984) in ALZIEU et al., (1999). Les sédiments de Rais Hamidou sont donc contaminés par le Zinc (figure III.3).
[Zn] dans les sediments 40 20 70 60 50 30 80 10 0 46,61 70,76 22,00 50,00 Alger plage Rais Hamidou Corne d'Or seuil de contamination Figure III.3 : Histogramme de comparaison des
concentrations moyennes de Zinc (Zn) III.1.1.4. INDICE DE CONTAMINATION (IC) :Le calcul de l'Indice de Contamination (IC) en Mercure, Plomb et Zinc des sédiments de nos deux zones d'étude a donné les résultats présentés dans le tableau suivant : Tableau III.3 : Indice de Contamination en
Mercure, Plomb et Zinc
Calculé par rapport à la zone de référence de Corne d'Or, l'Indice de Contamination en Mercure indique que la concentration en Mercure du sédiment des deux zones étudiées reste normal car IC<3 (Tableau II.3). Cependant, lorsque l'Indice de Contamination est calculé par rapport à la zone de référence Canari (Corse, France in LAFABRIE, 2007), les sédiments peuvent être considérés comme pollués par le mercure car 3<IC<10 (Figure III.4). Alger plage Rais Hamidou
6,80 1,39 8,85 1,81 IC selon la zone de reference (corne d'Or) IC selon la zone de reference (Canari) 10 8 6 4 IC de Hg 2 0 Figure III.4 : Indice de Contamination en
Mercure des sédiments Les sédiments de Rais Hamidou peuvent être considérés comme pollués par le Plomb si l'on tient compte de la zone de référence de Sidi Fredj in SOUALILI et al., 2008) : (3<IC<10). Cependant, les sédiments d'Alger plage présentent une concentration normale si on garde cette même référence (IC<3). Si l'on tient compte de la zone de référence Tamentfoust in SOUALILI et al., 2008), les sédiments des deux zones étudiées présentent une concentration normale en Plomb (IC< 3) (Figure III.5).
IC de Pb 0,5 0,0 3,5 3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 Alger plage Rais Hamidou 1,73 1,46 3,08 2,61 IC selon la zone de reference (Sidi Fredj) IC selon la zone de reference (Tamentfoust) Figure III.5 : Indice de Contamination en
Plomb (Pb) des sédiments L'Indice de Contamination en Zinc qui est calculé par rapport au seuil de contamination (ALZIEU et al., 1999) montre que la concentration en Zinc du sédiment des deux zones d'études reste normale car IC<3 (Tableau II.3). Ceci est aussi vrai lorsque l'Indice de Contamination est calculé par rapport à la zone de référence Corne d'Or (in TARMOUL, 2010) pour les sédiments d'Alger plage mais contraire pour les sédiments de Rais Hamidou puisqu'avec un 3<IC<10 ils sont pollués par le zinc (Figure III.6). Alger plage Rais Hamidou
IC selon la zone de reference (corne d'Or) IC selon le seuil de contamination (ALZIEU et al ., 1999) IC deZn. 0,5 0,0 3,5 3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 2,12 0,93 3,22 1,42 Figure III.6 : Indice de Contamination en Zinc
des sédiments des zones étudiées III.1.2. ÉTAT DE CONTAMINATION DE LA POSIDONIEDans la zone d'Alger plage, les faisceaux prélevés possèdent 5 #177; 2 feuilles par faisceau avec une longueur maximale de 36 cm pour la plus longue feuille. Tandis que dans la zone de Rais Hamidou, les faisceaux prélevés possèdent 7 #177; 1 feuilles avec une longueur maximale de 65 cm pour la plus longue feuille. Cette différence phénologique est peut être due à (i) la profondeur dans laquelle se situent les herbiers étudiés (la pénétration de la lumière est en fonction de la profondeur, donc la longueur des feuilles augmente avec la profondeur), (ii) l'hydrodynamisme des courants littoraux qui favorise l'arrachage des feuilles (ce qui explique le maximum du nombre de feuilles à Rais Hamidou : zone abritée par rapport à Alger plage). Les résultats obtenus après l'analyse des éléments en trace métallique dans les rhizomes de Posidonie étudiés sont traités statistiquement et regroupées dans le Tableau III.4. Tableau III.4 : Valeurs extrêmes,
moyennes et écart type des concentrations en ETM
La comparaison entre les valeurs relevées dans les deux zones étudiées avec des valeurs de référence dans la littérature à l'échelle de la Méditerranée occidentale (Tableau III.5) permet d'évaluer l'état de contamination par les ETM des herbiers de posidonie étudiés. Les zones de référence considérées comme non polluées sont : Corne d'Or (Baie de Bou Ismail, Algérie) d'après TARMOUL (2010) ; Calvi (Corse, France) d'après WARNAU et al., (1995), PERGENT et PERGENT-MARTINI, (1999) et LAFABRIE, (2007) (voir Tableau III.5). Tableau III.5 : Comparaison des concentrations
maximales en ETM dans les rhizomes,
III.1.2.1. LE MERCURE (Hg)Les concentrations en Mercure dans les rhizomes d'Alger plage sont comprises dans la tranche de valeurs 0,0762 #177; 0,0625 et 0,1210 #177; 0,0655 ìg/g P.S avec une moyenne de 0,1013 #177; 0,0229 ìg/g P.S. Dans les rhizomes de Rais Hamidou, les concentrations de Mercure sont comprises entre 0,0915 #177; 0,0612 et 0,1046 #177; 0,0219ìg/g P.S avec une moyenne de 0,0982 #177; 0,0066 ìg/g P.S (Tableau III.4). En moyenne, le Mercure est plus concentré dans les rhizomes d'Alger plage que dans ceux de Rais Hamidou (Figure III.7). Toutes les concentrations en Mercure mesurées dans les rhizomes étudiés sont supérieures aux concentrations en Mercure des rhizomes des zones de référence : à l'échelle régionale : la Corne d'Or (baie de Bou Ismail, Algérie) d'après (TARMOUL, 2010) et au niveau de la Méditerranée occidentale : Calvi et Marseille (PERGENT et PERGENT-MARTINI, 1999 ; LAFABRIE, 2007) (Tableau III.5) mais restent inférieures aux concentrations en Mercure des rhizomes provenant du front de mer de la ville de Bou-Ismail (Algérie), zone fortement polluée d'après TARMOUL, (2010), Tableau III.5.
Alger plage Rais Hamidou Corne d'Or Calvi (France) 0,12 0,101 0,098 0,017 0,015 [Hg] dans les rhizomes. (ig/g) 0,10 0,08 0,06 0,04 0,02 0,00 Figure III.7 : Histogramme décrivant
les concentrations en Mercure D'après PERGENT-MARTINI et al. (2005), l'état de l'herbier peut être estimé à partir de la teneur en Mercure des rhizomes (voir Tableau II.4), ce qui classerait les herbiers étudiés dans un état modéré en termes de qualité phénologique (Tableau III. 6). Tableau III.6 : État de l'herbier de
posidonie dans les deux zones étudiées en fonction de
III.1.2.2. LE PLOMB (Pb)Les teneurs de Plomb dans les rhizomes d'Alger plage se situent entrent 25,63 #177; 3,93 et 36,52 #177; 2,21 ìg/g P.S, avec une moyenne de 30,94 #177; 7,89 ìg/g P.S. Quant aux rhizomes de Rais Hamidou, leur concentration en Plomb est de 25,71 #177; 3,94 et 37,86 #177; 1,19 ìg/g P.S, avec une moyenne de 31,79 #177; 8,59 ìg/g P.S (Tableau III.4). En moyenne, le Plomb est plus concentré dans les rhizomes de Rais Hamidou que ceux d'Alger plage (Figure III.8).
[Pb] pg/g 25 20 35 30 15 10 0 5 25,63 31,79 14 2,67 Alger plage Rais Hamidou Calvi (France). 1995 Calvi (France). 2007 Figure III.8 : Histogramme comparant les
concentrations de plomb La contamination des rhizomes par le Plomb est fortement élevée par rapport aux zones de référence à l'échelle de la Méditerranée occidentale. Ce qui explique la forte pollution anthropique dans les rhizomes par le Plomb (Tableau III.5). III.1.2.3. LE ZINC (Zn)Les concentrations en Zinc dans les rhizomes d'Alger plage sont comprises varient entre 75,64 #177; 4,73 et 85,74 #177; 3,45 ìg/g P.S, avec une moyenne de 81,22 #177; 5,13ìg/g P.S. Dans les rhizomes de Rais Hamidou, les concentrations en Zinc sont entre 81,09 #177; 4,18 et 86,01 #177; 4,30ìg/g P.S, avec une moyenne de 84,21 #177;2,71ìg/g P.S. (Tableau III.4). En moyenne, le zinc est plus concentré dans les rhizomes de Rais Hamidou que ceux d'Alger plage (Figure III.9). La contamination des rhizomes par le Zinc est remarquable. En effet, à l'échelle régionale les rhizomes sont pollués par rapport à ceux de la zone de référence « Corne d'or baie de Bou Ismail » et avec un degré de pollution plus élevé que la zone de Front de mer de la ville de Bou Ismail « zone fortement anthropisée » selon TARMOUL, (2010). Bien que cette forte pollution est inférieure à celle de Calvi (Corse, France) : selon WARNAU et al., (1995). Voir Tableau III.5.
[Zn] dans les rhizome pg/g 100 40 20 80 60 0 81,22 84,21 37,20 94,90 Alger plage Rais Hamidou Corne d'Or Calvi (France) Figure. III.9 : Histogramme comparant les
concentrations de zinc dans les rhizomes dans III.1.3. ETAT DE CONTAMINATION DES OURSINSLes oursins prélevés dans les deux zones étudiés ont une taille moyennes de 55 mm. Les résultats obtenus après l'analyse des éléments en trace métallique dans les gonades d'oursin commun Paracentrotus lividus étudiés sont traités statistiquement et regroupées dans le Tableau III.7. Tableau III.7 : Valeurs extrêmes, moyennes et écart type des ETM des gonades d'oursin commun des deux zones étudiées
La comparaison entre les valeurs relevées dans les deux zones étudiées avec celles de référence dans la littérature à l'échelle de la Méditerranée occidentale (Tableau III.8) permet d'évaluer l'état de contamination par les ETM des oursins communs étudiés. Considérées comme non polluées, les zones de référence sont : Corne d'Or (Baie de Bou Ismail, Algérie in TARMOUL, 2010) et la région de Calvi (Corse, France in WARNAU et al., 1995 ; PERGENT et PERGENT-MARTINI, 1999 ; LAFABRIE, 2007), voir (Tableau III. 8). Tableau III.8 : Comparaison des concentrations
maximales en ETM dans les gonades
III.1.3.1. LE MERCURE (Hg)Les concentrations en mercure dans les gonades d'Alger plage sont de 0,1285 #177; 0,0227 et 0,1314 #177; 0,0258 ìg/g P.S, avec une moyenne de 0,13 #177; 0,002 ìg/g P.S. Alors que dans les gonades de Rais Hamidou, les concentrations en Mercure varient entre 0,1958 #177; 0,0249 et 0,2237 #177; 0,0276ìg/g P. S ; avec une moyenne de 0,2138 #177; 0,0157ìg/g P.S (Tableau III.7). En moyenne, le mercure est plus concentré dans les gonades de Rais Hamidou qu'Alger plage (Figure III.10).
0,25 0,2 0,15 0,1 0,04 0,05 0,05 [Hg] dans les gonades pg/g 0 0,2139 0,1314 Alger plage Rais Hamidou Corne d'Or Calvi (France) Figure III.10 : Histogramme comparant les
concentrations de mercure Les concentrations en Mercure mesurées dans les gonades étudiés sont supérieures à celles des gonades des zones de référence non polluées : Corne d'or (baie de Bou Ismail, Algérie in TARMOUL, 2010) et Calvi (Corse, France in WARNAU et al., 1995). Les oursins des deux zones étudiées sont contaminés par le mercure, ce qui explique l'analogie des résultats obtenus avec ceux des zones polluées d'Ischia (Naples, Italie) et Marseille (France) selon WARNAU et al., (1995), voir Tableau III.8 et Figure III.10. La contamination des gonades en Mercure est plus élevée dans la zone de Front de mer de la ville de Bou-Ismail (Algérie in TARMOUL, 2010) que celles d'Alger plage et de Rais Hamidou. III.1.3.2. LE PLOMB (Pb)Les concentrations en Plomb dans les gonades d'Alger plage sont de 30,58 #177; 4,69 et 32,69 #177; 3,42 ìg/g P.S, avec une moyenne de 31,64 #177; 1,50 ìg/g P.S. Dans les gonades de Rais Hamidou, les concentrations en Plomb varient entre 48,90 #177; 4,18 et 72,24 #177; 2,27ìg/g P.S, avec une moyenne de 63,24 #177; 12,56 ìg/g P.S (Tableau III.7). En moyenne, le Plomb est plus concentré dans les rhizomes de Rais Hamidou que ceux d'Alger plage (Figure III.11). Dans les gonades étudiées, les concentrations en Plomb sont supérieures à celles des gonades des zones de référence à tous l'échelle de la Méditerranée occidentale. (Voir Tableau III.8). Les gonades sont fortement contaminées par le plomb dans les zones qui ont fait l'objet de notre étude.
Alger plage Rais Hamidou Calvi Corse (France) Port de cap de l'eau (Maroc) [Pb] dans les gonades (pg/g) 40 70 60 50 30 20 10 0 63,24 31,64 12 1,38 Figure III.11: Histogramme comparant entre les
concentrations en Plomb III.1.3.3. LE ZINC (Zn)Les concentrations en Zinc dans les gonades d'Alger plage sont comprises dans la tranche de valeurs 93,11 #177; 5,78 et 102,09 #177; 3,85ìg/g P.S, avec une moyenne de 97,60 #177; 6,35ìg/g P.S. Dans les gonades de Rais Hamidou, les concentrations en Zinc varient entre 144,25 #177; 6,43et 153,71 #177; 4,68ìg/g P.S, avec une moyenne de148,98 #177; 6,69ìg/g P.S (Tableau III.7). En moyenne, le Zinc est plus concentré dans les rhizomes de Rais Hamidou que ceux d'Alger plage (Figure III.12).
[Zn] dans les gonades pg/g 160 140 120 100 40 20 60 80 0 93,11 148,98 46,4 124 Alger plage Rais Hamidou Corne d'Or Marseille (France) Figure III.12 : Histogramme comparant les
concentrations de zinc Les concentrations en Zinc mesurées dans les gonades étudiées sont supérieures aux concentrations en Zinc des gonades de zone de : Corne d'Or (baie de Bou Ismail, Algérie in TARMOUL, 2010). Donc, les gonades sont contaminées par le zinc par rapport à la zone de référence. Les gonades de Rais Hamidou sont fortement polluées par le zinc si on compare ces résultats avec d'autres études concernant les zones polluées suivantes : Front de mer de la ville de Bou Ismail (Algérie in TARMOUL, 2010), port de cap de l'eau et Port de Saidia (Maroc in DEMNATI et al., 2002), Marseille (France) et Ischia (Naples, Italie) in (WARNAU et al., 1995), voir (Tableau III.8). III. 1. 4. BIOCONCENTRATIONS DES ETMPour évaluer l'efficacité de la bioaccumulation des ETM par Posidonia oceanica et Paracentrotus lividus ; relation bioaccumulateur « posidonie/oursin » et le milieu « sédiment » ; le facteur biosédiment a été calculé pour les deux espèces dans les deux zones d'étude. Contrairement au Zn qui présente la moyenne la plus élevée, le Hg est le métal ayant la plus petite moyenne. Le Paracentrotus lividus a le facteur de biosédiment plus élevé en moyenne pour les trois métaux qui peut être expliqué par la bioamplification des ETM dans la chaine trophique (Figure III.13 et 14).
Facteur Biosediment 0,50 0,00 2,50 2,00 1,50 1,00 0,74 Hg Pb Zn 0,96 Posidonia oceanica Paracentrotus lividus 1,45 1,48 1,74 2,00 Figure III.13 : Histogramme représentant le facteur de biosédiment de Hg, Pb et Zn chez la posidonie et l'oursin, dans la zone d'Alger plage
Facteur Biosediment 0,50 0,00 2,50 2,00 1,50 1,00 0,55 Hg Pb Zn Posidonia oceanica Paracentrotus lividus 1,21 0,83 1,66 1,19 2,11 Figure III.14 : Histogramme décrivant le facteur de biosédiment de Hg, Pb et Zn chez la posidonie et l'oursin, dans la zone de Rais Hamidou Conclusion : A partir de ces résultats, on peut conclure que : > les sédiments de Rais Hamidou sont plus concentrés en Hg, Pb et Zn que ceux d'Alger plage. La zone de Rais Hamidou subit directement des rejets par voie effluent et éolienne de la cimenterie située à cette zone. A la zone d'Alger plage, les sources de contamination sont situées plus loin (Oued El Harrach et El Hamiz), Les contaminants métalliques sont probablement transportés vers cette zone par les courants côtiers. > Les rhizomes de Rais Hamidou sont plus contaminés par le Pb et le Zn que ceux d'Alger plage. Contrairement à l'Hg, sa faible teneur est observée à Rais Hamidou, cet anomalie est peut être due aux erreurs lors de mesure. > Les gonades de Rais Hamidou sont plus anthropisés par le Hg, le Pb et le Zn que ceux d'Alger plage. Tableau III.9 : Niveau de contamination en ETM
moyenne dans les trois matrices
III. 2. LES SELS NUTRITIFSLa richesse des eaux de surface en Azote, Phosphore et Silice, et les proportions dans lesquelles ces trois éléments sont présents, conditionnent étroitement le fonctionnement biologique de l'écosystème aquatique. (Impliqués dans le métabolisme des organismes vivants.) (OUDOT, 1983). L'ensemble des résultats
d'analyse des sels nutritifs est donnédans le Tableau
III.10.
III.2.1. DISTRIBUTION HORIZONTALE DES SELS NUTRITIFSLes données acquises des zones étudiées sont résumées ci-dessous sous forme des valeurs moyennes (Figure III.15 à 20) et extrêmes (Tableau III.7). 0,90
0,10 0,00
Z1S1 Z1S2 Z1S3 Z1S4 Z1S5 Z1S6 Figure III.15 : Variation de Nitrite, Nitrate
et Orthophosphate des eaux de surface
Figure III.16 : Variation d'Ammonium des eaux de surface d'Alger plage
Figure III.17 : Variation de silicate des eaux de surface d'Alger plage
Z2S1 Z2S2 Z2S3 Z2S4 Z2S5 Z2S6 Figure III.18 : Variation de Nitrite, Nitrate
et Orthophosphate des eaux de surface de
Figure III.19 : Variation d'Ammonium des eaux de surface de Rais Hamidou
Figure III.20 : Variation de Silicate des eaux de surface de Rais Hamidou Tableau III.11 : Valeurs extrêmes et
moyennes et écart type des sels nutritifs
III. 2. 2. L'AZOTE III.2.2.1. AMMONIUM (NH4 +) NH4 (uMOL/L) 90,00 80,00 70,00 58,87 60,00 50,00 40,00 30,00 20,00 10,00 0,00 Z1S1 Z1S2 Z1S3 Z1S4 Z1S5 Z1S6 Z2S1 Z2S2 Z2S3 Z2S4 Z2S5 Z2S6 77,66 72,90 37,60 Figure III.21 : Histogramme présentant
les concentrations en Ammonium (NH4 +) Observées dans la zone d'Alger plage, les teneurs en ammonium varient entre 58,87 et 77,66 umol/l avec une moyenne de 67,55 #177; 6,77 umol/l. Dans la zone de Rais Hamidou ce type de teneurs se situe entre 37,60 et 72,90 umol/l avec une moyenne de 56,90 #177; 14,59 umol/l (Figure III.21 et Tableau III.11). Ces fortes teneurs d'NH4 + semblent anormales par rapport aux résultats dans la littérature : [2,21 - 24,43] umol/l (ROUIBAH et al., 2005). Vu cette anomalie, plusieurs hypothèses sont supposées. (i) : cette concentration peut être due aux apports des Oueds : 77,77 umol/l pour El Hamiz et 480 umol/l pour El Harrach. Ces teneurs sont mesurées au niveau des embouchures des deux oueds (in KACI et NEMMAR, 2009), pour Alger plage. Pour Rais Hamidou, les rejets d'eaux usées domestiques et industrielles qui ont probablement enrichi le milieu par les composés azotés. (ii) : les teneurs élevées sont dues à la photo-oxydation (ammonification) de la matière organique apportée par les oueds. Ou (iii) : une augmentation de la synthèse en composés phénoliques induite par la contamination de posidonie par le Mercure (FERRAT et al., 2003). Ou (iv) peut être liées à une source de contamination lors d'une étape de l'analyse. III. 2. 2. 2. NITRITE (NO2-)
NO2- (umol/l) 0,35 0,29 0,29 0,30 0,25 0,22 0,22 0,20 0,15 0,10 0,10 0,05 0,00 Z1S1 Z1S2 Z1S3 Z1S4 Z1S5 Z1S6 Z2S1 Z2S2 Z2S3 Z2S4 Z2S5 Z2S6 Figure III.22 : Histogramme des concentrations
en nitrite (NO2 -) Les concentrations en azote nitreux (NO2 -) observées dans la zone d'Alger plage sont entre 0,29 et 0,22 umol/l avec une valeur moyenne de 0,27 #177; 0,02 umol/l. Dans la zone étudiée, Rais Hamidou, les valeurs sont limitées entre 0,10 et 0,22 umol/l avec une moyenne de 0,13 #177; 0,04 umol/l (Figure III.22 et Tableau III.11). Les valeurs obtenues dans cette étude sont analogues à celles trouvées de la littérature : [0,03-0,16] in EDDALIA (1990) ; [0,006-0,456] umol/l in ROUIBAH et al., (2005) ; 0,17 umol/l in TAOUDIAT, (2009). Les faibles teneurs de nitrite dans les eaux de surface sont dues à leur forme intermédiaire entre le nitrate et l'ammonium, le nitrite apparaît comme une étape transitoire dans l'oxydation de l'ammonium aussi bien que dans la réduction du nitrate (OUDOT, 1983). III.2.2.3. NITRATE (NO3 -)
NO3- (umol/l) 0,80 0,70 0,60 0,50 0,40 0,30 0,20 0,10 0,00 Z1S1 Z1S2 Z1S3 Z1S4 Z1S5 Z1S6 Z2S1 Z2S2 Z2S3 Z2S4 Z2S5 Z2S6 0,45 0,68 0,67 0,15 Figure III.23 : Histogramme des concentrations
en nitrate (NO3-) Les eaux de surface d'Alger plage sont caractérisées par des valeurs en nitrate situées entre 0,45 et 0,68 umol/l avec une moyenne de 0,57 #177; 0,10 umol/l. A Rais Hamidou, les eaux de surface sont caractérisées par la présence de nitrate qui est entre 0,15l et 0,67umol/l, avec une moyenne de 0,27#177; 0,20 umol/l de NO3 - (figure III.23 et Tableau III.11). Ces concentrations semblent être analogues à celles d'EDDALIA, (1990) : [0,23- 0,96] umol/l ; ROUIBAH et al., (2005) : [0,19-2,31] umol/l et de TAOUDIAT, (2009) : [0,8-2,4] umol/l. La distribution du nitrate dans la surface indique une (faible) variabilitédes teneurs en ce nutriment. Ceci peut être expliqué par l'importance de l'activité photosynthétique. Les variations de concentrations de nitrite résultent principalement de l'activité biologique (OUDOT, 1983). III.2.3. LE PHOSPHORE
0,90 0,80 0,70 0,60 0,50 0,40 0,30 0,20 0,10 0,00 PO43- (umol/l) Z1S1 Z1S2 Z1S3 Z1S4 Z1S5 Z1S6 Z2S1 Z2S2 Z2S3 Z2S4 Z2S5 Z2S6 0,29 0,79 0,29 0,13 Figure III.24 : Histogramme des concentrations
en Ortho-phosphate (PO43-) Les concentrations en orthophosphate observées dans les eaux d'Alger plage sont entre 0,29 et 0,79umol/l avec une moyenne de 0,54 #177; 0,18umol/l. Quant aux eaux de Rais Hamidou, les concentrations en orthophosphate sont comprises entre 0,13 et 0,29 umol/l avec une moyenne de 0,17 #177; 0,06 umol/l (Figure III.24 et Tableau III.11). Les valeurs obtenues dans cette étude sont analogues avec les résultats d'EDDALIA, (1990) : [0,085-0,4] umol/l et de ROUIBAH et al., (2005) : [0,012-3,190] umol/l. Les concentrations élevées dans la zone d'Alger plage sont probablement liées aux rejets d'Oued El Hamiz. Ces premières ne peuvent être expliquées que par l'apport continental riche en phosphate (détergents polyphosphatés) évacués et déversés par ce dernier dans le milieu marin. La Corrélation positive entre phosphate et nitrate ? (N/P) avec un r2 = 0,8676 et r2 = 0,9663 dans la zone d'Alger plage et de Rais Hamidou respectivement (Figure III.25 et 26) peut confirmer l'hypothèse d'une résurgence côtière : Oued El Harrach, Oued El Hamiz (Alger plage) et la présence de plusieurs points de rejets urbains et industriels (Rais Hamidou).
0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 [NO2- + NO3-] umol/l 0,9 0,8 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 Figure III.25 : Courbe de tendance entre le N
et P
y = 0,254x + 0,0629 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 [NO2- + NO3-] umol/l 0,35 0,3 0,25 0,2 0,15 0,1 0,05 0 Figure III.26 : Courbe de tendance entre le N et P dans la zone de Rais Hamidou III.2.4. LE SILICIUM
SIO2 (umol/l) 4,00 5,00 3,00 0,00 2,00 1,00 Z1S1 Z1S2 Z1S3 Z1S4 Z1S5 Z1S6 Z2S1 Z2S2 Z2S3 Z2S4 Z2S5 Z2S6 1,39 4,52 0,17 1,33 Figure III.27 : Histogramme des concentrations
en silicium dissout (SiO2) dans les deux Les concentrations en silicium dissout dans les eaux d'Alger plage sont entre 1,39 et 4,52 umol/l avec une moyenne de 3,15 #177; 1,19 umol/l. Tandis que les eaux de Rais Hamidou, les teneurs en silicium dissout se situent entre 0,17 et 1,33 umol/l avec une moyenne de 0,49 #177; 0,45 umol/l (Figure : III.27 et Tableau III.11). Les valeurs constatées à Rais Hamidou sont proches aux résultats de la littérature : [0,7-2,7] umol/l in EDDALIA, (1990) ; [0,09-1,98] umol/l in ROUIBAH et al., (2005). La richesse en silicium dissoute à Alger plage peut être liée aux apports côtiers (l'interaction des eaux avec la côte) et/ou encore avec la dissolution des tests siliciques et la diffusion à partir des sédiments marins. Les valeurs de Rais Hamidou sont probablement liées aux faibles apports côtiers, ainsi qu'à l'assimilation biologique par les espèces qui l'utilisent (diatomées, radiolaires). La distribution de silicium dissous en surface suit la même tendance avec le phosphate dans la zone d'Alger plage avec un coefficient de corrélation de r2 = 0,969 (Figure III.28). Cette corrélation peut confirmer l'hypothèse d'une résurgence côtière de silicium. Dans la zone de Rais Hamidou, il y a une dispersion totale entre le silicate et le phosphate (r2 = 0,005)
[SiO2] umol/l 6,00 y = 6,5609x - 0,3862 4,00 3,00 2,00 1,00 0,00 5,00 0,00 0,20 0,40 0,60 0,80 1,00 [PO43-] umol/l Figure III.28 : Courbe de tendance entre le PO43- et SiO2 dans la zone d'Alger plage D'après ce qui a été développé ci-dessus, on peut conclure que l'apport de sels nutritifs est en excès dans la colonne d'eau. Ce qui peut résulter un développement des phytoplanctons qui agit sur la pénétration de la lumière vers les eaux profondes. Ces nutriments favorisent aussi le développement des épiphytes qui interceptent la lumière et nuisent la photosynthèse de leur hôte (feuille de posidonie) avec l'accélération de phénomène de broutage de P. oceanica par les herbivores. III. 3. LES MATIÈRES EN SUSPENSIONS (MES)Les résultats obtenus lors de mesure des MES dans les eaux de surface des zones étudiées sont regroupés dans le tableau III.12. Tableau III.12 : les concentrations de MES (mg/l) dans les eaux de surface dans les deux zones étudiées
Les statistiques des résultats d'analyse des MES dans les eaux de surface dans les zones étudiées sont données dans le tableau III.13. et la figure III.7. Tableau III.13 : Valeurs extrêmes et moyennes et l'écart type de MES dans les eaux de surface d'Alger plage et Rais Hamidou
120 100 MES (mg/l) 40 20 60 80 0 Z1S1 Z1S2 Z1S3 Z1S4 Z1S5 Z1S6 Z2S1 Z2S2 Z2S3 Z2S4 Z2S5 Z2S6 13,2 5,2 7,6 108,4 Figure III.29 : Histogramme des concentrations des MES (mg/l) dans les deux zones d'étude Les teneurs en MES dans les eaux d'Alger plage se situent dans la fourchette de [5,20-13,20] mg/l avec une moyenne de 8,73 #177; 2,93 mg/l. Dans les eaux de Rais Hamidou, les teneurs en MES varient entre [7,60-108.40] mg/l avec une moyenne de 71,40 #177; 48,74 mg/l (Figure III.29). Les concentrations élevées en MES au niveau des eaux de surface d'Alger plage coïncident avec les valeur trouvées par MALLEM et al ., (1992) : [0,60-23,00] mg/l avec une moyenne de 7,10 #177; 5,20 mg/l. Ceci qui confirme que les eaux de surface de cette zone sont très riches en particules biogènes (diatomées, coccolites, coccosphères, et pelotes fécales.) (MAOUCHE, 1987 ; MALLEM et al ., 1992). La matière en suspension est en excès dans le site de Rais Hamidou (en moyenne 71,40 #177; 48,74 mg/l). Ces valeurs peuvent être reflètent l'agitation du vent et donc les sédiments sont remises en suspension, Ainsi l'impact des rejets de cimenterie de Rais Hamidou sur cette zone. Ainsi, on conclue que cette concentration élevée de MES peut influer sur la pénétration de la lumière, empêcher la photosynthèse de posidonie et résulter la mort des feuilles donc la régression de l'herbier a posidonie. III. 4. LA MATIERE ORGANIQUE (MO)Les résultats obtenus lors de la mesure de la matière organique dans les eaux de surface des zones étudiées sont décrits dans le tableau III.14. Tableau III.14 : Les concentrations de MO
(mg/l) dans les eaux de surface
Les résultats et les statistiques d'analyse de matière organique dans les eaux de surface des zones étudiées sont représentés dans Tableau III.15 et Figure III.13. Tableau III.15 : Valeurs extrêmes et
moyennes et écart type de la MO
MO (mg/l) 0,06 0,05 0,04 0,03 0,02 0,01 0 Z1S1 Z1S2 Z1S3 Z1S4 Z1S5 Z1S6 Z2S1 Z2S2 Z2S3 Z2S4 Z2S5 Z2S6 0,0172 0,0140 0,0152 0,0492 Figure III.30 : Histogramme des concentrations
de MO (mg/l) Les teneurs en MO se situent dans la fourchette de [0,0140-0,0172] mg/l avec une moyenne de 0,0159 #177; 0,0012mg/l dans le site d'Alger plage. Dans les eaux de Rais Hamidou, les teneurs en MO varient entre [0,0152-0,0492] mg/l avec une moyenne de 0,0356 #177; 0,0155mg/l dans le site (Figure III.30). En moyenne, la matière organique est plus concentrée dans la surface des eaux de Rais Hamidou (0,0356#177;0,0155 mg/l) que ceux d'Alger plage (0,0159#177;0,0012 mg/l), voir tableau III.15.
0,80 [ 0,70 0,60 0,50 0,40 0,30 0,20 0,10 0,00 MO/MES %] Z1S1 Z1S2 Z1S3 Z1S4 Z1S5 Z1S6 Z2S1 Z2S2 Z2S3 Z2S4 Z2S5 Z2S6 0,20 0,02 0,17 0,71 Figure III.31 : Histogramme des rapports
MO/MES en % Toutes les teneurs de MO ne représentent que 0,20 % de MES dans le site d'Alger plage ; dans le site de Rais Hamidou, la MO représente au maximum 0,71 % de MES.
L'analyse des résultats obtenus à partir des mesures de Mercure, Plomb et Zinc dans l'écosystème à posidonie (sédiment, rhizomes de posidonie et gonades d'oursin commun), et le dosage des sels nutritifs, matières en suspension et matière organique dans les eaux de surface, dans nos deux zones d`études( Alger plage et Rais-Hamidou) nous permet de conclure ce travail par quelques points que nous avons jugé les plus essentiels : La contamination métallique de la posidonie et des oursins communs reflète celle du sédiment, le facteur biosédiment valide l'emploi de ces especes comme des bioindicateurs du milieu marin. La zone de Rais-Hamidou a été plus contaminée par les ETM que celle d'Alger plage, ce qui s`expliqué par les divers sources de contamination différentes dans chaque zone : (cimenterie pour la première zone, oued El-Harrach et El-Hamiz pour la seconde). L'indice de contamination montre l'existence d'une pollution par les ETM assez importante dans les sédiments. La teneur en plomb mesurée dans les rhizomes est alarmante comparée à d'autre études à l'échelle de bassin méditerranéen occidentale. La forte contamination des oursins communs, espèce souvent consommée par nos citoyens , par le Mercure et le Plomb pose des problèmes assez sérieux pour la santé humaine. Les teneurs en sels nutritifs, matières en suspension et matière organique nous permet de mettre en évidence l`origine des divers sources de rejets dans le milieu marin (industrielles, agricoles et rejets d`origine domestiques et/ou urbaines). La contamination des eaux de surface d'Alger plage par les sels nutritifs est principalement due aux déversements des rejets de toutes origines sans traitement préalable, ce qui devrait nécessiter l'installation de stations d'épuration pour réduire la pollution. Perspectives :
> La conservation des herbiers a posidonie par l'obligation d'une étude d'impact qui devrait accompagner toute demande de mise en place d` aménagements littoraux. > Interdiction de la consommation des oursins après une validation de cette contamination métallique, pour la protection de la santé humains.
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PROCÉDURES DE NETTOYAGE 1. Nettoyage du matériel pour la détermination des métaux traces Réactifs - HNO3 (65% pour analyse, ISO, Merck) ; - Détergent spécial de laboratoire (Micro) ; - Eau Milli-Q déionisée (>18 M? cm, Millipore). Procédure
2. Nettoyage du matériel de digestion en Téflon pour la détermination des métaux traces Réactifs - HNO3 (65% pour analyse, ISO, Merck) ; - HCl (25% pour analyses, Merck) ; - Détergent spécial de laboratoire (Micro) ; - Eau Milli-Q déionisée (>18 M? cm, Millipore). Procédure
3. Nettoyage du matériel utilisé pour la détermination du mercure par VGA-AAS; Procédure simplifiée pour le matériel en Téflon et en verre Réactifs - HNO3 (65% pour analyse, ISO, Merck) ; - Détergent spécial de laboratoire (Micro) ; - Eau Milli-Q déionisée (>18 M? cm, Millipore). Procédure
NOTE: Pour le matériel contaminé ajouter une étape de prélavage à l'acide nitrique 50% (v/v). Dans ce cas, les étapes (3) à (5) doivent être répétées deux fois, une fois avec une solution d'acide à 50% puis avec une solution d'acide à 10%. GAMMES-ÉTALONS POUR LE DOSAGE DES ETM Gamme-étalons du Mercure pour les 3 matrices.
Gamme-étalons du Plomb pour le biote.
Gamme-étalons du Plomb pour le sédiment.
Gamme-étalons du Cadmium pour les 3 matrices.
Gamme-étalons du Zinc pour les 3 matrices.
Gamme-étalons du Chrome pour les 3 matrices.
Circuit analytique pour le dosage de l'ammonium (SKALAR, 1998). Circuit analytique pour le dosage de nitrite et nitrate (SKALAR, 1998). CIRCUITS ANALYTIQUES POUR LE DOSAGE DES SELS NUTRITIFS
Circuit analytique pour le dosage d'orthophosphate (SKALAR, 1998). Circuit analytique pour le dosage du silicium dissout (SKALAR, 1998). DOSAGE DE L'AMMONIUM (in LOURGUIOUI, 2006) 1. Réactifs 1.1. Solution tampon Produits chimiques exigés : Tartrate de potassium et de sodium C4H4O6KNa.4H2O 33 g. Citrate de sodium C6H5O7Na3.2H2O .24 g. Acidesulfurique H2SO4 (1N) x ml. Eau distillée H2O ..1000 ml. Brij 35 (30 %) ....2 ml. Préparation Dissoudre le tartrate de potassium et de sodium dans #177; 800 ml d'eau distillée. Ajouter le citrate de sodium et dissoudre. Ajuster le pH à 5 avec la solution d'acide sulfurique. Ajuster à 1 litre avec l'eau distillée puis ajouter le Brij 35 et mélanger. Note : La solution est stable pendant 1 semaine. Conserver à 4° C quand la solution n'est pas utilisée. 1.2. Solution de phénol Phénol C6H5OH 6g. Hydroxyde de sodium NaOH ...40 g. Eau distillée H2O ..1000 ml. Préparation Dissoudre le phénol dans #177; 50 ml d'eau distillée. Ajouter l' hydroxyde de sodium. Ajuster à 1 litre avec de l'eau distillée et mélanger. Note : La solution est stable pendant 1 semaine. 1.3. Solution d'hypochlorite de sodium Produits chimiques exigés : Solution d'hypochlorite de sodium NaClO (13 % de chlore actif) 200 ml. Eau distillée H2O 800 ml. Préparation Diluer la solution d'hypochlorite de sodium dans #177; 700 ml d'eau distillée. Ajuster à 1 litre avec de l'eau distillée et mélanger. 1.4. Solution de nitroprussiate de sodium Produits chimiques exigés : Nitroprussiate de sodium Na2[Fe(CN)5NO].2H2O 0,5 g. Eau distillée H2O . ..1000 ml. Préparation Dissoudre le nitroprussiate de sodium dans #177; 800 ml d'eau distillée. Ajuster à 1 litre avec de l'eau distillée et mélanger. Notes : Conserver dans une bouteille à couleur sombre. La solution est stable pendant 1 semaine. Conserver à 4° C quand la solution n'est pas utilisée. 1.5. Liquide de rinçage Eau fraîchement distillée H2O. 2. Préparation des solutions étalons 2.1. Solution mère de 100 ppm N (*) Produits chimiques exigés : Chlorure d'ammonium NH4Cl 0,3819 g. Eau distillée H2O 1000 ml. Préparation Dissoudre le chlorure d'ammonium dans #177; 800 ml d'eau distillée. Ajuster à 1 litre avec de l'eau distillée et mélanger. Note : La solution est stable pendant 1 mois. Conserver à 4° C quand la solution n'est pas utilisée. 2.2. Solution fille de 10 ppm N Diluer 10 ml de la solution mère à 100 ppm N dans 100 ml d'eau distillée. Note : Préparer la solution fille à 10 ppm Si chaque semaine et les standards chaque jour. Gammes-étalons pour le dosage des sels nutritifs (*) : Les concentrations des solutions étalons sont transformées en ì mol/l de NH4 +. DOSAGE DE NITRITE + NITRATE (in LOURGUIOUI, 2006)
2.1. Solution mère de 100 ppm N (*) Produits chimiques exigés : Nitrate de sodium NaNO3 0,6068 g. Eau distillée H2O 1000 ml. Préparation Dissoudre le nitrate de sodium dans #177; 800 ml d'eau distillée. Ajuster à 1 litre avec de l'eau distillée et mélanger. Note : La solution est stable pendant 4 semaines. Conserver à 4° C quand la solution n'est pas utilisée. 2.2. Solution fille de 10 ppm N Diluer 10 ml de la solution mere à 100 ppm N dans 100 ml d'eau distillée. Note : Préparer la solution fille à 10 ppm chaque semaine et les standards chaque jour. (*) : Les concentrations des solutions étalons sont transformées en ìmoles/l de N-NO3- ou de N-NO2- puis en ìmoles/l de NO3- ou de NO2-. 3. Préparation de la colonne réductrice 3.1. Solution d'acide chlorhydrique (4N) Produits chimiques exigés : Acide chlorhydrique HCl (32 %) 400 ml. Eau distillée H2O ....600 ml. Préparation : Diluer l'acide chlorhydrique dans 600 ml d'eau distillée. 3.2. Cadmium Produits chimiques exigés : Granules de cadmium taille 0,3-1,0 mm (tamisé) 2,5 g. Procédure de remplissage :
Notes : Éviter que l'air rentre dans la colonne. Les granules de cadmium activés peuvent être stockés sec, dans une bouteille bien fermée. DOSAGE DE PHOSPHATE (in LOURGUIOUI, 2006)
2.1. Solution mère de 100 ppm P (*) Produits chimiques exigés : Dihydrogène o-phosphate de potassium KH2PO4 . 0,4394 g. Eau distillée H2O . 1000 ml. Préparation Dissoudre le dihydrogène o-phosphate de potassium dans #177; 800 ml d'eau distillée. Ajuster à 1 litre avec de l'eau distillée et mélanger. Note : La solution est stable pendant 4 semaines. Conserver à 4° C quand la solution n'est pas utilisée. 2.2. Solution fille de 10 ppm P Diluer 10 ml de la solution mère à 100 ppm P dans 100 ml d'eau distillée. Note : Préparer la solution fille à 10 ppm P chaque semaine et les standards chaque jour. (*) : Les concentrations des solutions étalons sont transformées en ìmoles/l de PO4-. DOSAGE DE SILICIUM DISSOUT (in LOURGUIOUI, 2006) 1. Réactifs 1.1. Solution d'acide sulfurique Produits chimiques exigés : Acide sulfurique H2SO4 (97 %) 10 ml. Eau distillée H2O 1000 ml. FFD6 .2 ml. Préparation Diluer l'acide sulfurique dans #177; 800 ml d'eau distillée. Ajuster à 1 litre avec l'eau distillée puis ajouter le FFD6 et mélanger. Note : La solution est stable pendant 1 semaine. Conserver à 4°C quand la solution n'est pas utilisée. 1.2. Solution de molybdate d'ammonium Produits chimiques exigés : Molybdate d'ammonium (NH4)6Mo7O24.4H2O 20g. Eau distillée H2O .1000 ml. FFD6 .2 ml. Préparation Dissoudre le molybdate d'ammonium dans #177; 800 ml d'eau distillée. Ajuster à 1 litre avec l'eau distillée puis ajouter le FFD6 et mélanger. Notes : Conserver dans une bouteille de polyéthylène. La solution est stable pendant 1 jour. Ne pas utiliser de cuillères en métal pour le molybdate d'ammonium. 1.3. Solution d'acide oxalique Produits chimiques exigés : Acide oxalique C2H2O4.2H2O 44g. Eau distillée H2O 1000 ml. Préparation Dissoudre l'acide oxalique dans #177; 800 ml d'eau distillée. Ajuster à 1 litre avec l'eau distillée et mélanger. Note : Conserver dans une bouteille de polyéthylène. La solution est stable pendant 1 mois. Conserver à 4° C quand la solution n'est pas utilisée. 1.4. Liquide de rinçage Eau fraîchement distillée H2O. Note : Changer l'eau quotidiennement. Conserver dans une bouteille en polyéthylène. 2. Préparation des solutions étalons 2.1. Solution mère de 100 ppm Si (*) Produits chimiques exigés : Métasilicate de sodium Na2SiO3.9H2O 1,0119 g. Eau distillée H2O 1000 ml. Préparation Dissoudre le metasilicate de sodium dans #177; 800 ml d'eau distillée. Ajuster à 1 litre avec de l'eau distillée et mélanger. Note : La solution est stable pendant 1 mois. Conserver dans une bouteille en polyéthylène. 2.2. Solution fille de 10 ppm Si Diluer 10 ml de la solution mere à 100 ppm Si dans 100 ml d'eau distillée. Notes : Préparer la solution fille à 10 ppm Si chaque semaine et les standards chaque jour. Conserver dans une bouteille en polyéthylène. (*) : Les concentrations des solutions étalons sont transformées en ìmoles/l de SiO4-. GAMMES-ÉTALONS POUR LE DOSAGE DES SELS NUTRITIFS Gamme-étalons de l'ammonium
Gamme-étalons de nitrite
Gamme-étalons de nitrate
Gamme-étalons d'orthophosphate
ANNEXE VIII
ANNEXE IXCALCUL DES MES DES EAUX DE SURFACE
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"Ceux qui vivent sont ceux qui luttent" | ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
