these de doctorat

Transcription

these de doctorat

UNIVERSITE MOHAMMED V - AGDAL
FACULTÉ DES SCIENCES
Rabat
N° d’ordre : 2471
THESE DE DOCTORAT
Présentée par
EL MORHIT Mohammed
Discipline : Sciences de l’Environnement
Spécialité : Toxicologie
Soutenue le 05 décembre 2009
Devant le jury :
Président :
H. JAZIRI,
Professeur à la Faculté des Sciences de Rabat
Examinateurs :
M. FEKHAOUI,
Professeur à l’Institut Scientifique de Rabat
A. YAHYAOUI,
Professeur à la Faculté des Sciences de Rabat
L. MOUHIR,
Professeur à la Faculté des Sciences et Technique de Mohammedia
M. JBILOU,
Docteur, responsable du Laboratoire de Toxico-Pharmacologie de la
Gendarmerie Royale à Rabat
A. EL ABIDI,
Docteur, responsable du Laboratoire d’Hydrologie et Toxicologie à
l’Institut National d’Hygiène de Rabat
Faculté des sciences, 4 Avenue Ibn Battouta B.P. 1014 RP, Rabat - Maroc
Tel+212(05) 37 77 18 34/35/38, Fax : + 212 (05) 37 77 42 61 http://www.fsr.ac.ma
Les travaux présentés dans ce mémoire ont été effectués au sein de l’UFR:
Biodiversité et Aquaculture, à la Faculté des Sciences de Rabat avec la collaboration
du Laboratoire d’Hydrologie et Toxicologie de l’Institut National d’Hygiène et le Laboratoire
d’Hydrologie et Ecotoxicologie de l’Institut Scientifique de Rabat.
Une grande partie de ce travail a été réalisée dans le cadre du Programme Thématique
d’Appui à la Recherche Scientifique PROTARS III D14/52.
Les travaux de cette thèse ont été menés sous la direction conjointe de Messieurs les
Professeurs YAHYAOUI A. de la Faculté des Sciences de Rabat et FEKHAOUI M. de
l’Institut Scientifique de Rabat, avec la collaboration et le co-encadrement du Docteur
EL ABIDI A., responsable du Laboratoire d’Hydrologie et Toxicologie de l’Institut National
d’Hygiène de Rabat. Au moment de présenter ce travail, nous mesurons tout le prix des
soutiens et concours dont nous avons bénéficié dans l’accomplissement de notre tâche et sans
lesquels plusieurs obstacles auraient été insurmontables. Nous assurons de notre profonde
reconnaissance les responsables de ces institutions qui ont contribué à la réalisation de ce
travail et tous ceux qui nous ont apporté leur aide.
Ma gratitude et mes respects à Monsieur le Professeur YAHYAOUI A., directeur de
l’UFR : « Biodiversité et Aquaculture » pour son encadrement exemplaire, son assurance, ses
amples conseils, ses aides précieuses, sa bienveillante attention et sa disponibilité
permanente.
Mes sincères remerciements vont également à Monsieur le Professeur M.
FEKHAOUI, directeur du Laboratoire d’Hydrologie et Ecotoxicologie de l’Institut
Scientifique de Rabat. Qu’il me soit permis ici d’exprimer ma profonde gratitude pour la
confiance qu’il m’a témoigné en m’intégrant dans son équipe pluridisciplinaire sur la
problématique de complexe zones humides de la ville de Larache. Vous m’avez toujours
soutenu normalement dans les circonstances difficiles et vous avez parrainé et guidé ce
travail avec bienveillance.
Mes remerciements s’adressent également à Monsieur JAZIRI H., Professeur à la
Faculté des Sciences de Rabat, qui a bien voulu présider l’honorable jury de ce travail.
Il m'est agréable d'exprimer mes sincères remerciements, ma gratitude et mon profond
respect à mes co-encadrants Monsieur le Dr. JBILOU M., responsable du département de
Toxico-Pharmacologie au Laboratoire Médical de la Gendarmerie Royale à Rabat et
Monsieur le Dr. EL ABIDI A., responsable du Laboratoire d’Hydrologie et Toxicologie à
l’Institut National d’Hygiène de Rabat, qui ont dirigé et suivi de très près ce travail de
recherche et qui ont bien voulu juger ce mémoire. C'est grâce à leurs suggestions, leurs
remarques et critiques que ce travail a pu être réalisé.
Mes remerciements s’adressent également à Madame le Professeur MOUHIR L.
membres du jury, qui a bien accepté de siéger au jury de cette thèse. Qu’elle trouve ici
l’expression de ma reconnaissance !
Mes remerciements s’adressent également à Mesdames les Professeur A. SERGHINI
et S. EL BLIDI, Professeurs à l’Institut Scientifique de Rabat, qui m’ont chaleureusement
accueilli dans leur laboratoire pour la réalisation de l’étude géochimique des sédiments.
Malgré leurs multiples responsabilités et leur temps précieux, elles n’ont pas hésité à m’aider
tant sur le plan technique que moral. Mon séjour parmi elles s’est déroulé dans une
ambiance amicale et les discussions que j’ai eues avec elles ont été très fructueuses.
Je réserve une attention redevable à mes amis et collègues, Dr. ZINDIN A., Dr.
BENBAKHTA C., Inj. BENAAKAM R., INJ. BENAAMI F., Inj BARAKAT N., Adams.
REDOU N. Inj. LABRINI F., de Institut National d’Hygiène de Rabat, pour les aides
intellectuelles et morales. Ils m’ont soutenu, encouragé et épaulé tout au long de ces années
de recherche. Je leur témoigne mon affection la plus sincère.
Il est bon et juste d’évoquer l’appui moral ainsi que la sollicitude trouvée auprès de
toute ma famille. Je tiens à exprimer mes sentiments les plus respectueux et ma profonde
reconnaissance à mes très chers parents, à mes frères et sœurs, pour les encouragements
constants qu’ils ont déployé tout au long de ces années de recherche.
Enfin, je remercie toutes les personnes qui, de près ou de loin, ont apporté leur
contribution à ce travail. Je leur exprime ici toute ma reconnaissance et ma sympathie.
"Nous nous sommes trop aisément accommodes
d'un peu plus de disparités sociales, d'un peu
plus de violence sociales, d'une atmosphère un
peu plus polluée, d'un environnement un peu
plus en danger. Cette indifférence ou cette
accoutumance, si elles devraient perdurer et donc
s'aggraver, conduiraient à un suicide collectif.
La est le vrai danger, la est le véritable enjeu".
Extrait du discours du feu S.M le roi Hassan II à l'occasion de la
journée mondiale contre la pauvreté, le 17 octobre 1997.
« Nous avons tenu à présider l'ouverture des travaux du Conseil
Supérieur de l'Eau et du Climat, tant nous mesurons
l'importance primordiale de l'eau qui constitue, à nos yeux, l'un
des éléments de la souveraineté nationale, et tant nous sommes
convaincus de la vertu du dialogue constructif qui s'engage
dans les instances compétentes sur toutes les questions
nationales majeures. Si notre pays recèle, par la grâce de Dieu,
des ressources naturelles abondantes, c'est aussi la volonté
divine qui tient à nous mettre à l'épreuve de la sécheresse.
Les effets pervers de ce phénomène auraient pu être plus graves
pour notre économie et pour l'équilibre de notre écosystème, sans
la politique éclairée de l'eau conduite par notre vénéré père- que
Dieu l'ait en sa Sainte miséricorde-, politique qui a amené le
Conseil Mondial de l'Eau à attribuer le nom de Hassan II au
prix international le plus prestigieux qui consacre la meilleure
œuvre mondiale dans le domaine de l'hydraulique. »
Extrait de l'allocution prononcée par
SA MAJESTE LE ROI MOHAMMED VI
9ème session du CSEC, Agadir le 21 juin 2001.
PRINCIPALES PUBLICATIONS ET COMMUNICATIONS
REALISEES DANS LE CADRE DE CE TRAVAIL
1.
EL MORHIT M., FEKHAOUI M., SERGHINI A., EL BLIDI S., EL ABIDI A.,
BENNAAKAM R., YAHYAOUI A. & M. JBILOU, 2008. - Impact de l’aménagement
hydraulique sur la qualité des eaux et des sédiments de l’estuaire du Loukkos (côte atlantique,
Maroc). Bulletin de l’Institut Scientifique, 30 : 39–47.
2.
EL MORHIT M., FEKHAOUI M., ELIE P., GIRARD P., YAHYAOUI A., EL ABIDI
A. & M. JBILOU, 2009. - Heavy metals in sediment, water and the European glass eel,
Anguilla anguilla (Osteichthyes : Anguillidae) from Loukkos river estuary (Morocco, eastern
Atlantic). Cybium (sous presse).
3.
EL MORHIT M., FEKHAOUI M., EL ABIDI A., YAHYAOUI A. & M. JBILOU. -
Metallic contamination in muscle of five fish species from Loukkos estuary (Atlantic coast
Morocco) (sous presse).
COMMUNICATIONS ORALES
1.
EL MORHIT M., EL ABIDI A., SERGHINI A., YAHYAOUI A. et JBILOU M. & M.
FEKHAOUI, 2008. - Contamination métallique de Sardina pilchardus de la côte atlantique
marocaine et des sédiments de l’estuaire du bas Loukkos. Biodiversité et Ecosystèmes. Vèmes
Journées Nationales de Biodiversité Sur Biodiversité au service du développement durable. 18
au 20 décembre 2008, Fès- Maroc (soumis).
2.
EL MORHIT M. 2009. Impact des activités hydro-agricoles sur la qualité des
sédiments de l’estuaire du bas Loukkos (Maroc). Problématiques des Déchets Solides. Société
Marocaine de Toxicologie Faculté de Médecine et de Pharmacie, 28 avril 2009, Rabat. Maroc
(soumis).
3.
EL MORHIT M., EL ABIDI A., SERGHINI A., EL BLIDI S., YAHYAOUI A.,
JBILOU M. & M. FEKHAOUI, 2009. - Contamination métallique de Sardina pilchardus de
la côte atlantique marocaine et des sédiments de l’estuaire du bas Loukkos. 5ème Journées
Internationales des Géosciences de l’Environnement. Gestion des déchets : « Pollution et
dépollution : eau, air et sol ». Faculté des Sciences Dhar El Mahraz B.P. 1796. 13-14 mai
2009, Fès – Maroc (soumis).
4.
EL MORHIT M., FEKHAOUI M., EL ABIDI A., YAHYAOUI A. & M. JBILOU,
2009. - Impact des activités hydro-agricoles sur la qualité des eaux et des sédiments de
l’estuaire du bas Loukkos (Côte atlantique, Maroc). Conférence Internationale sur la Gestion
Durable des Déchets Solides (MWM-09). Décharges - Impacts environnementaux. Université
Chouaib Doukkali, 19-20 juin 2009– El Jadida – Maroc (soumis).
i
5.
EL MORHIT M., FEKHAOUI M., EL ABIDI A., YAHYAOUI A. & M. JBILOU,
2009. - Étude de la variation spatio-temporelle des paramètres hydrologiques caractérisant la
qualité des eaux de l’estuaire du bas Loukkos (Maroc). La 2ème édition du Congrès
International. « Eaux, Déchets et Environnement ». Union des pays de la méditerranée. 26-27
novembre 2009, El Jadida, Maroc (soumis).
6.
EL MORHIT M., EL ABIDI A., SERGHINI A., YAHYAOUI A., JBILOU M.,
FEKHAOUI M., GIRARD P. & P. ELIE, - Contamination métallique des muscles de cinq
espèces de poissons de la côte atlantique Marocaine et de l’estuaire adjacente du Loukkos. La
2ème édition du congrès international. « Eaux, déchets et environnement ». Union des pays de
la méditerranée. 26-27 novembre 2009, El Jadida, Maroc (soumis).
7.
EL MORHIT M. 2005. - Evaluation de la pollution métallique des poissons de la côte
atlantique marocaine. Eaux Usées : Risques Sanitaires, Traitement et Réutilisation. Première
séminaire de la formation continue. 30 juin 2005, Kenitra, Maroc (soumis).
COMMUNICATIONS PAR AFFICHES
1.
EL MORHIT M., FEKHAOUI M., SERGHINI A., EL ABIDI A., YAHYAOI A. &
JBILOU M., 2007. - Contamination métallique d’Anguilla anguilla au niveau de l’estuaire de
Loukkos (Maroc). VIIème Congrès Maghrébin des Sciences de la Mer et Premier Congrès
Franco - Maghrébin de Zoologie et d’Ichtyologie – 4-7 novembre 2007, El Jadida, Maroc.
2.
EL MORHIT M., FEKHAOUI M., JBILOU M., EL ABIDI A., EL BLIDI S. & A.
SERGHINI, 2007. - Evaluation de la pollution métallique de l’estuaire des sédiments du bas
Loukkos (ville de Larache). Equipe de Recherche "Valorisation des Ressources Naturelles et
Biodiversité". Quatrième Journées Internationales. Oiseaux d'Eau et Zones Humides au
Maroc. Faculté des Sciences (Univ. Chouaib Doukkali), 16-17 février 2007, d'El Jadida
Maroc.
3.
EL MORHIT M., FEKHAOUI M., SERGHINI A., EL ABIDI A., YAHYAOUI A. &
M. JBILOU, 2008. - Contamination métallique des muscles de cinq espèces de poissons de
l’estuaire du bas Loukkos (côte atlantique Marocaine). 2ème Congrès des Sciences Analytiques
(CSA), 29 octobre 2008, Casa, Maroc (soumis).
4.
EL MORHIT M. 2009. - L’impact de la pollution sur l’environnement et la santé :
Approche
de
Remédiation.
Association
Marocaine
pour
l’Environnement
et
le
Développement Durable, à l’Institut Agronomique et Vétérinaire Hassan II, 4 juin 2009,
Rabat, Maroc (soumis).
ii
INTRODUCTION GENERALE ............................................................................................................................ 1
I.1. Cadre général et présentation du bassin de Loukkos ........................................................................................ 6
I.1.1. Le Bassin Versant ...................................................................................................................................... 6
I.1.2. La plaine alluviale...................................................................................................................................... 7
I.1.3. Aménagement hydraulique ........................................................................................................................ 7
I.1.4. Source de pollution dans le bassin de Loukkos ......................................................................................... 8
I.1.4.1. La pollution domestique...................................................................................................................... 8
I.1.4.2. Les mines et industries ........................................................................................................................ 8
I.1.4.3. La pollution industrielle ...................................................................................................................... 8
I.1.4.4. L’agriculture ....................................................................................................................................... 9
I.1.4.5. Etat de la qualité des eaux du bas Loukkos ...................................................................................... 10
I.1.4.6. Alimentation en eau potable et industrielle ...................................................................................... 10
I.1.4.7. Les industries isolées ........................................................................................................................ 10
I.2.1. L’estuaire du bas Loukkos ....................................................................................................................... 12
I.2.2. Délimitation de la zone d’étude ............................................................................................................... 13
I.2.3. Morphologie de l’estuaire. ....................................................................................................................... 14
I.2.4. Hydrographie ........................................................................................................................................... 14
I.2.5. Cadre géologique ..................................................................................................................................... 15
I.2.6. L’hydrologie de l’estuaire ........................................................................................................................ 15
I.2.6.1. L’hydrologie fluviale......................................................................................................................... 15
I.2.6.2. L’hydrologie marine ......................................................................................................................... 15
I.3. Climatologie ................................................................................................................................................... 18
I.3.1. Régime climatique ................................................................................................................................... 18
I.3.2. Pluviosité ................................................................................................................................................. 19
I.3.3. Température ............................................................................................................................................. 20
I.3.4. Insolation ................................................................................................................................................. 21
I.3.5. Vent ......................................................................................................................................................... 21
I.3.6. Aperçu pédologique ................................................................................................................................. 21
I.4. Population urbaine et rurale ............................................................................................................................ 21
I.5. Situation géographique de nos stations de prélèvement et sources de pollution locale de l’estuaire du bas
Loukkos ................................................................................................................................................................ 22
I.5.1. Sources de pollution en amont de l’estuaire du bas Loukkos .................................................................. 23
I.5.2. Sources de pollution en aval de l’estuaire du bas Loukkos...................................................................... 23
I.5.3. Lutte contre la pollution ........................................................................................................................... 24
II.1. Présentation de la zone d’étude ..................................................................................................................... 25
II.2. Echantillonnage ............................................................................................................................................. 26
II.3. Préparation des échantillons et leur conservation .......................................................................................... 27
II.3.1. Mesure des paramètres physico-chimiques de l’eau .............................................................................. 27
II.3.1.1. Relevés effectués sur le terrain ........................................................................................................ 27
II.3.1.2. Analyses effectuées au laboratoire .................................................................................................. 28
II.3.2. Prélèvement des sédiments, des eaux et poissons pour l’analyse des ETM............................................ 28
II.3.2.1. Sédiments ......................................................................................................................................... 28
II.3.2.2. Eau .................................................................................................................................................. 29
II.3.2.3. Poissons ........................................................................................................................................... 29
iii
II.3.2.4. Dosage des métaux lourds des différents prélèvements ................................................................... 30
II.3.2.5. Contrôle de qualité .......................................................................................................................... 30
II.3.2.6. Analyse statistique ........................................................................................................................... 31
I.1. Introduction .................................................................................................................................................... 33
I.2. Evaluation spatio-temporelle des paramètres physico-chimiques de la qualité de l’eau ................................ 33
I.2.1. Température de l’air (Ta) ......................................................................................................................... 34
I.2.2. Température de l’eau (Te) ....................................................................................................................... 35
I.2.3. Salinité (Sa) ............................................................................................................................................. 37
I.2.4. Conductivité (Ce)..................................................................................................................................... 39
I.2.5. Oxygène dissous (OD) ............................................................................................................................. 40
I.2.6. Potentiel hydrogène (pH) ......................................................................................................................... 41
I.2.7. Matière en suspension (MES) .................................................................................................................. 43
I.2.8. Carbone Organique Total (COT) ............................................................................................................. 44
I.2.9. Nitrates (NO3) .......................................................................................................................................... 45
I.2.10. Demande chimique en oxygène (DCO) ................................................................................................. 46
I.2.11. Demande biologique en oxygène (DBO5).............................................................................................. 47
I.3. Bilan de la qualité des paramètres physicochimiques des eaux ...................................................................... 48
I.3.1. Approche spatiale .................................................................................................................................... 48
I.3.2. Autoépuration et évolution globale des paramètres étudiés. .................................................................... 51
I.3.3. Paramètres globaux de la pollution des eaux de l’estuaire du bas Loukkos. ........................................... 53
I.3.4. Normes relatives à la qualité des eaux d’alimentation humaine .............................................................. 53
I.4. Structure Typologique de l’estuaire du bas Loukkos ...................................................................................... 54
I.4.1. But de l’analyse ....................................................................................................................................... 54
I.4.2. Définition et principe ............................................................................................................................... 55
I.4.3. Nature des données .................................................................................................................................. 55
I.4.4. Résultats et interprétation ........................................................................................................................ 56
I.4.5. Dynamique marégraphique des paramètres physicochimiques de l’eau de l’estuaire du bas Loukkos ... 58
I.4.6. Dynamique de l’hydrosystème des paramètres physicochimiques de l’eau de l’estuaire du bas Loukkos
.......................................................................................................................................................................... 61
I.5. Grands traits du fonctionnement hydrologique de l’estuaire du bas Loukkos ................................................ 63
I.6. Bilan ............................................................................................................................................................... 65
II.1. Introduction ................................................................................................................................................... 66
II.2. Détermination de la teneur métallique naturelle des sédiments..................................................................... 66
II.3. Évaluation de la variation spatio-temporelle de la contamination métallique des sédiments ........................ 68
II.3.1. Le fer (Fe)............................................................................................................................................... 69
II.3.2. Le zinc (Zn) ............................................................................................................................................ 70
II.3.3. Le cuivre (Cu) ........................................................................................................................................ 70
II.3.4. Le chrome (Cr) ....................................................................................................................................... 71
II.3.5. Le plomb (Pb) ......................................................................................................................................... 72
II.3.6. Le cadmium (Cd).................................................................................................................................... 73
II.4. Bilan de la contamination métallique des sédiments ..................................................................................... 76
II.5. Evaluation du degré de contamination métallique des sédiments ................................................................. 79
II.5.1. Définition ............................................................................................................................................... 79
II.5.2. Evaluation du degré de contamination à partir des données brutes. ....................................................... 80
II.6. Interprétation de la contamination métallique des sédiments ........................................................................ 85
II.7. Analyse et structure typologique (ACP) de la contamination métallique des sédiments............................... 85
iv
II.8. Analyse de variance (ANOVA) de la contamination métallique des sédiments ........................................... 89
II.9. Effet de la marée sur la contamination métallique des sédiments ................................................................ 90
II.9.1. Dynamique marégraphique des sédiments ............................................................................................. 90
II.9.2. Dynamique de l’hydrosystème des sédiments ....................................................................................... 92
II.10. Conclusion sur la contamination métallique des sédiments ...................................................................... 94
III.1. Introduction .................................................................................................................................................. 95
III.2. Évaluation de la variation spatio-temporelle des ETM des eaux ................................................................. 95
III.2.1. Le fer (Fe) ............................................................................................................................................. 96
III.2.2. Le zinc (Zn) ........................................................................................................................................... 96
III.2.3. Le cuivre (Cu) ....................................................................................................................................... 97
III.2.4. Le chrome (Cr) ...................................................................................................................................... 98
III.2.5. Le plomb (Pb) ....................................................................................................................................... 98
III.2.6. Le cadmium (Cd) .................................................................................................................................. 99
III.3. Bilan de la contamination métallique des eaux .......................................................................................... 101
III.4. Évaluation du degré de contamination des eaux ........................................................................................ 102
III.4.1. Définition ............................................................................................................................................ 102
III.4.2. Evaluation du degré de contamination à partir des valeurs brutes ...................................................... 103
III.5. Interprétation de la contamination métallique des eaux ............................................................................. 105
III.6. ACP des ETM dans l’eau ........................................................................................................................... 107
III.7. ANOVA des ETM dans l’eau .................................................................................................................... 111
III.8. Effet de la marée sur la contamination métallique des eaux ..................................................................... 111
III.8.1. Dynamique marégraphique des ETM dans l’eau ................................................................................ 111
III.8.2. Dynamique de l’hydrosystème des ETM dans l’eau ........................................................................... 113
III.9. Qualité de la contamination métallique des eaux ...................................................................................... 116
III.10. Conclusion sur la contamination métallique des eaux............................................................................ 116
IV.1. Introduction................................................................................................................................................ 117
IV.2. Espèces de poissons ................................................................................................................................... 119
IV.2.1. Pagellus acarne (Risso, 1826) Rome, 1998........................................................................................ 119
VI.2.2. Sardina pilchardus (Walbaum, 1792) Rome, 1998 ............................................................................ 119
IV.2.3. Diplodus vulgaris (Geoffroy St. -1817) Rome, 1998.......................................................................... 120
IV.2.4. Liza ramada (Thomson, 1986)............................................................................................................ 120
IV.2.5. Barbus callensis (Risso, 1810)............................................................................................................ 121
IV.2.6. Anguilla anguilla (civelles) Linnaeus, 1758 ....................................................................................... 121
IV.3. Variation intra-spécifique des teneurs métalliques chez les poissons étudiés ............................................ 122
IV.3.1. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez Pagellus acarne ............. 122
IV.3.1.1. Le fer (Fe)..................................................................................................................................... 122
IV.3.1.2. Le zinc (Zn)................................................................................................................................... 123
IV.3.1.3. Le cuivre (Cu) ............................................................................................................................... 123
IV.3.1.4. Le chrome (Cr) ............................................................................................................................. 123
IV.3.1.5. Le plomb (Pb) ............................................................................................................................... 124
IV.3.1.6. Le cadmium (Cd) .......................................................................................................................... 124
IV.3.1.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Pagellus acarne ............. 125
IV.3.1.8. L’analyse de variance (ANOVA) des ETM chez Pagellus acarne ................................................ 128
IV.3.2. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez Sardina pilchardus ........ 129
IV.3.2.1. Le fer (Fe)..................................................................................................................................... 129
v
IV.3.2.2. Le zinc (Zn)................................................................................................................................... 130
IV.3.2.3. Le cuivre (Cu) ............................................................................................................................... 130
IV.3.2.4. Le chrome (Cr) ............................................................................................................................. 130
IV.3.2.5. Le plomb (Pb) ............................................................................................................................... 131
IV.3.2.6. Le cadmium (Cd) .......................................................................................................................... 131
IV.3.2.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Sardina pilchardus ........ 132
IV.3.2.8. L’ANOVA des ETM chez Sardina pilchardus ............................................................................... 135
IV.3.3. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez Diplodus vulgaris .......... 135
IV.3.3.1. Le fer (Fe)..................................................................................................................................... 136
IV.3.3.2. Le zinc (Zn)................................................................................................................................... 136
IV.3.3.3. Le cuivre (Cu) ............................................................................................................................... 137
IV.3.3.4. Le chrome (Cr) ............................................................................................................................. 137
IV.3.3.5. Le plomb (Pb) ............................................................................................................................... 137
IV.3.3.6. Le cadmium (Cd) .......................................................................................................................... 137
IV.3.3.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Diplodus vulgaris .......... 138
IV.3.3.8. ANOVA des ETM chez Diplodus vulgaris .................................................................................... 141
IV.3.4. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez Liza ramada .................. 141
IV.3.4.1. Le fer (Fe)..................................................................................................................................... 142
IV.3.4.2. Le zinc (Zn)................................................................................................................................... 143
IV.3.4.3. Le cuivre (Cu) ............................................................................................................................... 143
IV.3.4.4. Le chrome (Cr) ............................................................................................................................. 143
IV.3.4.5. Le plomb (Pb) ............................................................................................................................... 143
IV.3.4.6. Le cadmium (Cd) .......................................................................................................................... 144
IV.3.4.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Liza ramada ................... 145
IV.3.4.8. ANOVA des ETM chez Liza ramada............................................................................................. 147
IV.3.5. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez Barbus callensis ............ 148
IV.3.5.1. Le fer (Fe)..................................................................................................................................... 148
IV.3.5.2. Le zinc (Zn)................................................................................................................................... 149
IV.3.5.3. Le cuivre (Cu) ............................................................................................................................... 149
IV.3.5.4. Le chrome (Cr) ............................................................................................................................. 149
IV.3.5.5. Le plomb (Pb) ............................................................................................................................... 149
IV.3.5.6. Le cadmium (Cd) .......................................................................................................................... 150
IV.3.5.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Barbus callensis ............ 151
IV.3.5.8. ANOVA ETM chez Barbus callensis ............................................................................................. 154
IV.4. Variation interspécifique des teneurs métalliques chez les espèces étudiées ............................................. 155
IV.4.1. Variation spatiale des ETM dans les branchies ................................................................................... 156
IV.4.2. Variation spatiale des ETM dans le foie ............................................................................................. 157
IV.4.3. Variation spatiale des ETM dans les muscles ..................................................................................... 158
IV.4.4. Variation spatiale des ETM dans tous les organes des poissons étudiés ............................................. 158
IV.5. Facteur d’enrichissement des ETM dans les différents organes chez les espèces étudiées........................ 160
IV.5.1. Facteur d’enrichissement (Branchies/Muscles) .................................................................................. 160
IV.5.2. Facteur d’enrichissement (Foie/Muscles) ........................................................................................... 162
IV.6. Métaux lourds dans les tissus des civelles ................................................................................................. 163
IV.6.1. Variation des teneurs métalliques dans les tissus des civelles ............................................................ 164
IV.6.1.1. Le fer (Fe)..................................................................................................................................... 166
IV.6.1.2. Le zinc (Zn)................................................................................................................................... 166
IV.6.1.3. Le cuivre (Cu) ............................................................................................................................... 166
IV.6.1.4. Le chrome (Cr) ............................................................................................................................. 166
IV.6.1.5. Le plomb (Pb) ............................................................................................................................... 166
IV.6.1.6. Le cadmium (Cd) .......................................................................................................................... 166
IV.6.1.7. ACP de la contamination métallique chez les civelles ................................................................. 168
IV.6.1.8. ANOVA de la contamination métallique chez les civelles ............................................................ 170
IV.7. Comparaison de nos résultats avec ceux de la littérature ........................................................................... 171
IV.8. Normes des teneurs de certains métaux toxiques ....................................................................................... 172
IV.9. Discussion des résultats de la contamination métallique chez les espèces étudiées................................... 173
vi
IV.9.1. Les branchies ...................................................................................................................................... 174
IV.9.2. Le foie et les muscles .......................................................................................................................... 175
IV.9.3. Les muscles ......................................................................................................................................... 177
IV.9.4. Les civelles ......................................................................................................................................... 178
IV.10. Corrélation des ETM entre les eaux, sédiments et poissons (AA) ........................................................... 182
CONCLUSION GENERALE ............................................................................................................................. 185
REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES ............................................................................................................ 190
Annexes .............................................................................................................................................................. 212
vii
LISTES DES TABLEAUX, FIGURES ET PLANCHES
LISTE DES TABLEAUX PAR PARTIE
PREMIERE PARTIE
CHAPITRE I
Tableau I.1 : Estimation de la pollution domestique des villes de plus de 10000 habitants (DRPE, 1991). ........... 7
Tableau I.2 : Estimation de la pollution domestique des principaux centres urbains (DRPE, 1991). ..................... 8
Tableau I.3 : Inventaire des unités industrielles (DRPE, 1991). ............................................................................. 9
Tableau I.4 : Industries non raccordées aux réseaux de distribution d’eau (CSE, 1991). ..................................... 10
Tableau I.5 : Précipitation mensuelle moyenne durant les années 2004-2007 (ORMVAL, 2005). ...................... 19
Tableau I.6 : Température mensuelle moyenne durant les années 2004−2007 (ORMVAL, 2005). ..................... 20
Tableau I.7 : Données démographiques de la municipalité et la province de Larache (RGPH, 2004). ................ 22
Tableau I.8 : Données démographiques de la municipalité de Larache (RGPH, 2004). ....................................... 22
CHAPITRE II
Tableau II.1 : Coordonnées géographiques des stations de l’estuaire du bas Loukkos. ........................................ 25
Tableau II.2 : Campagnes de prélèvements........................................................................................................... 27
Tableau II.3 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à (MH et MB). ................................ 27
Tableau II.4 : Caractéristiques biométriques des poissons étudiées. ..................................................................... 30
Tableau II.5 : Valeurs trouvées et certifiées provenant de l’Agence International de l’Energie Atomique (IAEA.
433) au niveau du sédiment, eaux marines et estuariennes adjacentes et par DORM2 au niveau des poissons. .. 31
DEUXIEME PARTIE
CHAPITRE I
Tableau I.1 : Caractéristiques hydrologiques de l’estuaire du bas Loukkos durant l’année 06/07 (moyenne±écarttype, valeurs limites). ............................................................................................................................................ 34
Tableau I.2 : Le pH des différents métaux (Duchauffour, 1995). ........................................................................ 42
vi
Tableau I.3 : Normes relatives à la qualité des eaux d’alimentation humaine. .................................................... 54
Tableau I.4 : Répartition de l’inertie entre les deux axes (F1XF2) à MH et MB. ................................................ 56
Tableau I.5 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables étudiés. .................................................... 56
Tableau I.6 : Codes de l’ACP et corrélations des variables avec les axes pour les deux cycles. ......................... 58
Tableau I.7 : Répartition de l’inertie entre les deux axes (F1XF2) pendant les deux cycles (MH et MB)........... 59
Tableau I.8 : Pourcentages des différents types de variabilité obtenue par l’analyse factorielle discriminante
(AFD). ................................................................................................................................................................... 64
Tableau I.9 : Résultats de l’analyse de variance (ANOVA) des paramètres hydrologiques. ............................... 64
CHAPITRE II
Tableau II.1 : Teneurs naturelles en ETM dans les sédiments exprimées (µg/g du poids sec). ............................ 67
Tableau II.2 : Niveau de référence des concentrations en métaux dans les sédiments fins de différentes origines
(µg/g du poids sec ; RNO, 1998). ......................................................................................................................... 67
Tableau II.3 : Teneurs en métaux des différents échantillons de sédiments des différentes stations exprimées en
µg/g du poids sec sauf Fe en mg/g de l’estuaire du bas Loukkos durant l’année 06/07 (moyenne±écart-type,
valeurs limites). ..................................................................................................................................................... 68
Tableau II.4 : Ordre d'enrichissement des sédiments de stations. ......................................................................... 74
Tableau II.5 : Ordre d'enrichissement des éléments métalliques .......................................................................... 74
Tableau II.6 : Valeurs guides des teneurs métalliques dans les sédiments (µg/g) proposées par USEPA, d’après
Hamdy et Post (1985). .......................................................................................................................................... 76
Tableau II.7 : Teneurs métalliques en Cu et Cd (µg/g) au niveau de sédiment de large dans la zone de Jorf Lasfar
(INRH, 1996). ....................................................................................................................................................... 77
Tableau II.8 : Indices de contamination (IC) et Indices de Contamination Moyen (ICM) calculés par rapport à la
station de référence (SR=S3) dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos. .................................................. 81
Tableau II.9 : Ordre d'enrichissement des stations pour chaque métal dans les sédiments. .................................. 82
Tableau II.10 : Indices de contamination (Fe, Zn et Cu) calculés par rapport à la station de référence (SR=S3). 83
Tableau II.11 : Indices de contamination (Cr, Pb et Cd) calculés par rapport à la station de référence (SR=S3). 84
Tableau II.12 : Code de l’ACP et corrélations des variables des ETM dans les sédiments avec les axes............. 86
Tableau II.13 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) des ETM dans les sédiments. .............................................. 86
vii
Tableau II.14 : Résultats de l’ANOVA des ETM étudiés dans les sédiments. ..................................................... 89
Tableau II.15 : Ordre de contamination décroissante des ETM des sédiments dans les stations et les campagnes.
.............................................................................................................................................................................. 89
CHAPITRE III
Tableau III.1 : Teneurs en métaux des différents échantillons d’eaux des différentes stations exprimées en µg/l
de l’estuaire du bas Loukkos durant les deux années 2006 et 2007 (moyenne±écart-type, valeurs limites)......... 95
Tableau III.2 : Ordre d'enrichissement des stations d’étude pour chaque métal dans l’eau. ............................... 100
Tableau III.3 : Ordre d'enrichissement des ETM de l’eau dans les stations d’étude. .......................................... 100
Tableau III.4 : Concentrations moyennes exprimées en (µg/l) des ETM dans l’eau........................................... 103
Tableau III.5 : Concentrations des métaux dans les eaux des estuaires marocains et autres estuaires européens
exprimées en µg/l. ............................................................................................................................................... 107
Tableau III.6 : Répartition de l’inertie entre les deux axes F1XF2 des ETM dans l’eau. ................................... 108
Tableau III.7 : Matrice de corrélation des ETM étudiés dans l’eau. ................................................................... 108
Tableau III.8 : Code de l’ACP et corrélations des variables des ETM dans l’eau avec les axes. ........................ 109
Tableau III.9 : Résultats de l’analyse de variance des ETM étudiés dans les eaux. ............................................ 111
Tableau III.10 : Comparaison des normes internationales de métaux lourds pour les eaux de consommations
(USA, 1992 ; OMS, 1993 ; CEE, 1980 ; France, 1991) exprimées en µg/l. ....................................................... 116
CHAPITRE IV
Tableau IV.1 : Systématique des différents types de poissons étudiés selon (information sur l'environnement des
pêches dans la république Algérienne démocratique et populaire, novembre 2003 ; Yahyaoui et Jaziri, 2002 ;
Yahyaoui et al., 2004). ........................................................................................................................................ 119
Tableau IV.2 : Teneurs en métaux (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans les différents
organes chez Pagellus acarne issus de la côte atlantique méditerranéenne. ....................................................... 122
Tableau IV.3 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Pagellus acarne pour les ETM. ......................... 124
Tableau VI.4 : Ordre d'accumulation en ETM dans les différents organes de poissons chez l’espèce Pagellus
acarne. ................................................................................................................................................................ 124
Tableau IV.5 : Répartition de l’inertie des ETM entre les deux axes F1XF2 chez Pagellus acarne. ................. 125
Tableau IV.6 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre variables des ETM chez Pagellus acarne. ............... 127
viii
Tableau IV.7 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Pagellus acarne. ................... 127
Tableau IV.8 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Pagellus acarne. ..................................... 128
Tableau IV.9 : Teneurs en métaux (Fe, Cu, Cr, Pb, Zn et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans les différents
organes chez Sardina pilchardus issus de la côte atlantique méditerranéenne ................................................... 129
Tableau IV.10 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Sardina pilchardus pour les ETM. .................. 131
Tableau IV.11 : Ordre d'accumulation des différents ETM dans les différents organes chez les Sardina
pilchardus. .......................................................................................................................................................... 131
Tableau IV.12 : Répartition de l’inertie des ETM entre les deux axes (F1XF2) chez Sardina pilchardus. ........ 132
Tableau IV.13 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables chez Sardina pilchardus. ................... 134
Tableau IV.14 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Sardina pilchardus. ............ 134
Tableau IV.15 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Sardina pilchardus. .............................. 135
Tableau IV.16 : Teneurs moyennes en métaux (Fe, Cu, Cr, Pb, Zn et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans
les différents organes chez Diplodus vulgaris (côte atlantique marocaine). ....................................................... 135
Tableau IV.17 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Diplodus vulgaris pour les ETM. .................... 138
Tableau IV.18 : Ordre d'accumulation des métaux étudiés dans des différents organes chez les Diplodus vulgaris.
............................................................................................................................................................................ 138
Tableau IV.19 : Répartition de l’inertie des ETM entre les deux axes chez Diplodus vulgaris. ......................... 139
Tableau IV.20 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables chez Diplodus vulgaris. ..................... 140
Tableau IV.21 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Diplodus vulgaris. .............. 140
Tableau IV.22 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Diplodus vulgaris. ................................ 141
Tableau IV.23 : Teneurs moyennes en métaux (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés en µg/g du poids frais dans
les différents organes chez Liza ramada issus de l’estuaire du bas Loukkos. ..................................................... 142
Tableau IV.24 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Liza ramada pour les ETM.............................. 144
Tableau IV.25 : Ordre d'accumulation des ETM dans des différents organes chez les Liza ramada.................. 144
Tableau IV.26 : Répartition de l’inertie entre les deux axes chez Liza ramada. ................................................. 145
Tableau IV.27 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables chez Liza ramada. ............................. 146
Tableau IV.28 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Liza ramada. ....................... 146
ix
Tableau VI.29 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Liza ramada. ......................................... 147
Tableau IV.30 : Teneurs moyennes en métaux (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés µg/g du poids frais dans les
différents organes chez Barbus callensis issus de l’estuaire du bas Loukkos. .................................................... 148
Tableau IV.31 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Barbus callensis pour les ETM. ...................... 150
Tableau IV.32 : Ordre d'accumulation des métaux étudiés dans des différents organes chez les Barbus callensis.
............................................................................................................................................................................ 150
Tableau IV.33 : Répartition de l’inertie entre les deux axes chez Barbus callensis............................................ 151
Tableau IV.34 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables chez Barbus callensis. ....................... 153
Tableau IV.35 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Barbus callensis.................. 153
Tableau IV.36 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Barbus callensis.................................... 154
Tableau IV.37 : Ordre d'accumulation des différentes espèces étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). ..................... 155
Tableau IV.38 : Ordre d'accumulation des différents ETM étudiés dans les différentes espèces de poissons (PA,
SP, DV, LR et BC). .............................................................................................................................................. 156
Tableau IV.39 : Teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans
les branchies chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). ............................................ 156
le foie chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). ....................................................... 157
les muscles chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC)................................................ 158
tous les organes (B, F et M) chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC)...................... 159
Tableau IV.43 : Ordre d'accumulation des ETM dans les différents organes des poissons étudiés. ................... 159
Tableau IV.44 : Facteur d’enrichissement (concentration du métal dans les branchies/concentration du métal
dans les muscles) dans l’estuaire et la côte atlantique marocaine étudiés. .......................................................... 160
Tableau IV.45 : Facteur d’enrichissement (concentration du métal dans le foie/concentration du métal dans les
muscles) dans l’estuaire et la côte atlantique marocaine étudiés......................................................................... 162
Tableau IV.46 : Teneurs en métaux (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids sec dans l’espèce AA
(moyennes, écart-types, valeurs limites). ............................................................................................................ 164
Tableau IV.47 : Ordre d'enrichissement de stations d’étude pour chaque métal................................................. 167
Tableau IV.48 : Ordre d'accumulation des différents ETM dans les différentes stations d’étude....................... 167
x
Tableau IV.49 : Résultats de L’ANOVA des ETM étudiés chez AA. ................................................................ 170
Tableau IV.50 : Teneurs métalliques dans les branchies, le foie et les muscles chez certaines espèces de poisson.
............................................................................................................................................................................ 171
Tableau IV.51 : Normes des teneurs de certains métaux toxiques exprimées en µg/g du poids frais. ................ 173
Liste des figures
Figure 1 : Schéma synoptique du bassin versant de l’oued Loukkos. ..................................................................... 6
Figure 2 : Principaux foyers de pollution industrielle. ............................................................................................ 9
Figure 3 : Situation géographique du périmètre du Loukkos. ............................................................................... 12
Figure 4 : Localisation des stations d’étude dans l’estuaire du bas Loukkos (Maroc). ......................................... 13
Figure 5 : Précipitation mensuelle moyenne durant les années 2004−2007.......................................................... 19
Figure 6 : Température mensuelle moyenne durant les années 2004−2007. ......................................................... 20
Figure 7 : Localisation des stations d’études sur l’estuaire du bas Loukkos. ........................................................ 26
Figure 8 : Evolution spatio-temporelle de la température de l’air et celles des teneurs minimales, moyennes et
maximales de ce paramètre. .................................................................................................................................. 35
Figure 9 : Evolution spatiotemporelle de la température de l’eau et celles des teneurs minimales, moyennes et
Figure 10 : Evolution spatiotemporelle de la salinité et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de
ce paramètre. ......................................................................................................................................................... 38
Figure 11 : Evolution spatiotemporelle de la conductivité et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales
de ces paramètres. ................................................................................................................................................. 40
Figure 12 : Evolution spatiotemporelle de l’oxygène dissous et celle des teneurs minimales, moyennes et
Figure 13: Evolution spatiotemporelle du pH et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce
paramètre............................................................................................................................................................... 43
Figure 14 : Evolution spatiotemporelle de la matière en suspension et celle des teneurs minimales, moyennes et
Figure 15 : Evolution spatiotemporelle du carbone organique total et celle des teneurs minimales, moyennes et
Figure 16 : Evolution spatiotemporelle du nitrate et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce
paramètre............................................................................................................................................................... 46
xi
Figure 17 : Evolution spatiotemporelle de la DCO et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce
paramètre............................................................................................................................................................... 47
Figure 18 : Evolution spatiotemporelle de la DBO5 et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce
paramètre............................................................................................................................................................... 48
Figure 19 : Approche graphique de l’analyse en ACP des paramètres hydrologiques. A : répartition de l’inertie
entre les axes ; B : Cercle de corrélation des variables ; C : Carte factorielle des stations. .................................. 57
Figure 20 : Approche graphique de l’analyse en ACP de la dynamique marégraphique : répartition de l’inertie
entre les axes, cercle de corrélation des variables et carte factorielle des stations (MH et MB). .......................... 60
Figure 21 : Représentation graphique dans le plan F1XF2 de l’évolution spatiale de la qualité des eaux de
l’estuaire du bas Loukkos pour chaque campagne. ............................................................................................... 62
Figure 22: Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Fe dans les sédiments dans les différentes
stations d'étude et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre.................................. 69
Figure 23 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Zn dans les sédiments dans les différentes
Figure 24 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cu dans les sédiments dans les différentes
Figure 25 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cr dans les sédiments dans les différentes
Figure 26 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Pb dans les sédiments dans les différentes
Figure 27 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cd dans les sédiments dans les différentes
Figure 28 : Graphiques sémantiques différentiels des éléments métalliques dans les sédiments. ......................... 75
Figure 29 : Variation spatiale de l’indice de contamination des sédiments dans les différentes stations d’étude en
rapport avec celles trouvées dans la station 3 de l’estuaire du bas Loukkos. ........................................................ 81
Figure 30 : Variation spatiale de l’indice de contamination polymétallique moyen (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) des
sédiments dans les différentes stations d’étude. .................................................................................................... 82
Figure 31 : Variation spatiale des indices de contamination (Fe, Zn et Cu) calculée par rapport à la station de
référence (SR=S3). ................................................................................................................................................ 83
Figure 32 : Les indices de contamination (Cr, Pb et Cd) calculés par rapport à la station de référence (SR=S3). 84
Figure 33 : Approche graphique de l’ACP des métaux dans les sédiments. A : Répartition de l’inertie entre les
axes, B : Cercles de corrélation des variables, C et D : Carte factorielle des stations et des campagnes. ............. 87
xii
Figure 34 : Représentation graphique de l’analyse en ACP de la dynamique marégraphique des ETM dans les
sédiments à MH et à MB. A-D : Valeurs propres de l’inertie, B-E : Cercle de corrélation des variables, C-F :
Carte factorielle des stations. ................................................................................................................................ 91
Figure 35 : Représentation graphique dans le plan F1XF2 de l’évolution spatiale de la dynamique de
l’hydrosystème des ETM dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque campagne.................... 93
Figure 36 : Evolution spatiotemporelle des teneurs métalliques du Fe de l’eau exprimées µg/l en dans les
différentes stations d'étude et celles des moyennes de ce paramètre. .................................................................... 96
Figure 37 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Zn de l’eau exprimées µg/l dans les différentes
stations d'étude et celles des moyennes de ce paramètre. ...................................................................................... 97
Figure 38 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cu de l’eau exprimées µg/l dans les différentes
Figure 39 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cr de l’eau exprimées µg/l dans les différentes
Figure 40 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Pb de l’eau exprimées µg/l dans les différentes
Figure 41 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cd de l’eau exprimées µg/l dans les différentes
Figure 42 : Graphiques sémantiques différentiels des métaux lourds dans l’eau. ............................................... 101
Figure 43 : Variation spatiale de l’indice de contamination dans les différentes stations d’étude en rapport avec
celle trouvée dans la station 3 dans l’eau de l’estuaire du bas Loukkos.............................................................. 104
Figure 44 : Variation spatiale de l’indice de contamination polymétallique moyen dans les différentes stations
d’étude dans l’eau de l’estuaire du bas Loukkos. ................................................................................................ 104
Figure 45 : Approche graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les eaux. A : Répartition de l’inertie des
ETM dans l’eau entre les deux axes F1XF2. B : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans
l’eau. Carte factorielle des variables. C : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans l’eau.
Variation spatiale. D : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans l’eau. Variation saisonnière.
............................................................................................................................................................................ 109
Figure 46 : Représentation graphique de l’analyse en ACP de la dynamique marégraphique des ETM dans l’eau
à MH et à MB (A-B : axes d’inertie, C-D: cercles de corrélation des variables, E-F : cartes factorielles des
stations). .............................................................................................................................................................. 112
Figure 47 : Représentation graphique de l’évolution spatiale de la dynamique de l’hydrosystème de la qualité des
ETM dans l’eau de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque campagne pendant les deux cycles (MH et MB). .. 114
Figure 48 : Teneurs métalliques moyennes en Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd dans les différents organes de Pagellus
acarne exprimées en µg/g du poids frais (n=30)................................................................................................. 122
Figure 49 : Organotropisme de métaux étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés en µg/g du poids frais dans
les organes de poissons Pagellus acarne. ........................................................................................................... 125
xiii
Figure 50 : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les organes des Pagellus acarne. -A :
Répartition de l’inertie entre les deux axes (F1XF2). -B : Cycle de corrélation des variables. -C : Carte factorielle
des organes [B : branchies, F : foie et M : muscles]. -D : Carte factorielle des saisons [O : novembre, N : janvier,
R : mars et A : mai]. ............................................................................................................................................ 126
Figure 51 : Teneurs métalliques moyennes en Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd dans les différents organes de Sardina
pilchardus exprimées en µg/g du poids frais (n=30)........................................................................................... 129
Figure 52 : Organotropisme de métaux étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés en µg/g du poids frais dans
les organes de poissons Sardina pilchardus. ....................................................................................................... 132
Figure 53 : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les organes des Sardina pilchardus. A : Répartition de l’inertie entre les deux axes. -B : Cycle de corrélation. -C : Carte factorielle des organes. -D :
Carte factorielle des saisons. ............................................................................................................................... 133
Figure 54 : Teneurs métalliques moyennes en Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd dans les différents organes de Diplodus
vulgaris exprimées en µg/g du poids frais (n=30)............................................................................................... 136
Figure 55 : Organotropisme des métaux étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés en µg/g du poids frais dans
les différents organes chez Diplodus vulgaris..................................................................................................... 138
Figure 56 : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les organes des Diplodus vulgaris. -A :
Répartition de l’inertie entre les deux axes. -B : Cycle de corrélation. -C : Carte factorielle des organes. -D :
Figure 57 : Teneurs métalliques moyennes des éléments étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) dans les différents
organes de Liza ramada exprimées en µg/g du poids frais (n=60). .................................................................... 142
Figure 58 : Organotropisme des métaux étudiés exprimés en µg/g du poids frais dans les différents organes chez
Liza ramada. ....................................................................................................................................................... 144
Figure 59 : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les organes des Liza ramada. -A :
Figure 60 : Teneurs métalliques moyennes en (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) dans les différents organes de Barbus
callensis exprimées en µg/g du poids frais (n= 40). ............................................................................................ 148
Figure 61 : Organotropisme des métaux étudiés exprimés en µg/g du poids frais dans les différents organes chez
Barbus callensis. ................................................................................................................................................. 151
Figure 62 : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les organes des Barbus callensis. -A :
Figure 63 : Organotropisme des teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du
poids frais dans les branchies chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). ................. 157
poids frais dans le foie chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). ............................. 157
xiv
poids frais dans les muscles chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). .................... 158
Figure 66 : Teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans tous
les organes (B, F et M) chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). ............................ 159
Figure 67 : Facteur d’enrichissement (concentration du métal dans les branchies/concentration du métal dans les
muscles) chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC).................................................... 161
Figure 68 : Facteur d’enrichissement (concentration du métal dans le foie/concentration du métal dans les
muscles) chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC).................................................... 162
Figure : 69 : Teneurs métalliques moyennes en Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd dans l’espèce AA exprimées en µg/g du
poids sec (n=225). ............................................................................................................................................... 165
Figure 70 : Organotropisme de métaux étudiés dans l’espèce AA. ..................................................................... 167
Figure 71. Approche graphique de l’ACP des ETM dans les AA. -A : Répartition de l’inertie entre les axes. -B :
Cercles de corrélation des variables. -C et D : Carte factorielle des stations et des campagnes. ........................ 169
Liste des photos
Photo 1 : Barrage de garde sur l’Oued Loukkos ................................................................................................... 23
Photo 2 : Rejets des rizicultures. ........................................................................................................................... 23
Photo 3 : Pagellus acarne de la côte atlantique marocaine. ................................................................................ 119
Photo 4 : Sardina pilchardus de la côte atlantique marocaine. ........................................................................... 120
Photo 5 : Diplodus vulgaris de la côte atlantique marocaine. ............................................................................. 120
Photo 6 : Liza ramada de l’estuaire du bas Loukkos. ......................................................................................... 120
Photo 7 : Barbus callensis de l’estuaire du bas Loukkos. ................................................................................... 121
Photo 8 : Civelles l’estuaire du bas Loukkos. ..................................................................................................... 121
Liste des annexes
1- Paramètres physicochimiques de l’eau ....................................................................................................... 212
Annexe tab. 1 : Evolution spatiotemporelle des paramètres physicochimiques de l’eau. ................................... 212
Annexe tab. 2 : Evolution globale des paramètres physico-chimiques de l’eau étudiée. .................................... 214
xv
Annexe tab. 3 : Ratios de paramètres globaux de la pollution des eaux des l’estuaire du bas Loukkos. ............ 215
Annexe tab. 4 : Evolution spatio-temporelle des paramètres physico-chimiques de l’eau de l’estuaire du bas
Loukkos (MH et MB). ........................................................................................................................................ 215
Annexe tab. 5 : Caractéristiques hydrologiques lors de la MH et MB. ............................................................... 217
Annexe tab. 6: Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à MH. ........................................... 217
Annexe tab. 7 : Valeurs brutes des paramètres physicochimiques de l’eau étudiés lors de la MH. .................... 217
Annexe tab. 8 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à MB. .......................................... 217
Annexe tab. 9 : Valeurs brutes des paramètres physicochimiques de l’eau étudiés lors de la MB. .................... 217
Annexe tab. 10 : Les relevés hydrologiques pendant les deux cycles. ................................................................ 218
Annexe tab. 11 : Valeurs brutes des paramètres hydrologiques de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque
campagne. ........................................................................................................................................................... 218
2- Contamination métallique des sédiments ................................................................................................... 220
Annexe tab. 12 : Teneurs en métaux des différents échantillons de sédiments de différentes stations exprimées en
µg/g du poids sec sauf Fe en mg/g de l’estuaire du bas Loukkos durant l’année 06/07 (n=30, moyenne±écarttype, valeurs limites). .......................................................................................................................................... 220
Annexe tab. 13 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons des sédiments (MH). ........................... 220
Annexe tab. 14 : Teneurs des ETM dans les sédiments à MH. ........................................................................... 221
Annexe tab. 15 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons des sédiments à MB. ........................... 221
Annexe tab. 16 : Teneurs des ETM dans les sédiments à MB. ........................................................................... 221
Annexe tab. 17 : Valeurs brutes des ETM mesurées dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque
campagne exprimés en µg/g du poids sec sauf Fe en mg/g durant les deux cycles de marées (MH/MB). ......... 222
3- Contamination métallique des eaux ............................................................................................................ 222
Annexe tab. 18 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à MH. ........................................ 222
Annexe tab. 19 : Teneurs des ETM dans les eaux à MH. ................................................................................... 223
Annexe tab. 20 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à MB. ........................................ 223
Annexe tab. 21 : Teneurs des ETM dans les eaux à MB. .................................................................................... 223
Annexe tab. 22 : Les valeurs brutes des ETM mesurées dans l’eau de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque
campagne (n=30) exprimée en (µg/l) durant les deux cycles de marées (MH/MB). .......................................... 224
xvi
4- Contamination métallique des poissons ...................................................................................................... 224
Annexe tab. 23 : Teneurs brutes des ETM chez Pagellus acarne (n=30) exprimés en µg/g du poids frais. ....... 224
Annexe tab. 23 : L’ACP chez Pagellus acarne (suite). ...................................................................................... 225
Annexe tab. 24 : Teneurs brutes des ETM chez Sardina pilchardus (n=30) exprimés en µg/g du poids frais. .. 225
Annexe tab. 24 : L’ACP chez Sardina pilchardus (suite). .................................................................................. 226
Annexe tab. 25 : Teneurs brutes des ETM chez Diplodus vulgaris (n=30) exprimés en µg/g du poids frais. .... 226
Annexe tab. 25 : L’ACP chez Diplodus vulgaris (suite). .................................................................................... 227
Annexe tab. 26 : Teneurs brutes des ETM chez Liza ramada (n=60) exprimés en µg/g du poids frais. ............ 227
Annexe tab. 26 : L’ACP chez Liza ramada (suite). ............................................................................................ 229
Annexe tab. 27 : Teneurs brutes des ETM chez Barbus callensis (n=40) exprimés en µg/g du poids frais. ...... 229
Annexe tab. 27 : L’ACP chez Barbus callensis (suite). ...................................................................................... 231
Annexe tab. 28 : Teneurs brutes des ETM chez Anguilla anguilla (n=225) exprimés en µg/g du poids sec. ..... 231
Liste des abréviations
AA : Espèce de poisson migrateur AA.
ACP: Analyse en Composantes Principales, Principal Components Analysis.
AFD: Analyse Factorielle Discriminante, Discriminant Factor Analysis.
BCR: Bureau des Communautés de Références, Office of the Communities of References.
COSIMA : Construction spéciale pour l’irrigation au Maroc,
CRM: Matériaux de Référence Certifiés, Certified Reference Material.
ETM: Elément Trace Métallique, Traces Metal Element.
FBC : Facteur de bioconcentration=teneur du métal dans l’organisme/celle dans l’eau.
MES: Matières En Suspension, Suspended Matter.
MO: Matière Organique, Organic Matter.
NO: Nord-Ouest, North-West.
NE: Nord-Est, North-East.
OMS : Organisation mondiale de la santé.
PC: Composante Principale, Principale Component.
P.E : présente étude, present study.
xvii
SAA: Spectrométrie d‘Absorption Atomique, Atomic Absorption Spectrometry.
SAAF: Spectrométrie d‘Absorption Atomique en Flamme, Atomic Absorption Spectrometry. with
Flames.
UNEP: Programme des Nations Unies pour l‘Environnement, United Nations Environment
Programme.
PPCE : Paramètres physico-chimiques de l’eau, physical and chemical parameters in the water.
SUCRAL : Sucrerie raffinerie de canne du Loukkos.
SUNABEL : Sucrerie nationale de betterave du Loukkos.
SURLOUK : Surgélation du Loukkos.
Pt : Phosphore : élément chimique présent dans les engrais chimiques et dans certains composés
organiques.
CF : Micro-organisme en bâtonnets, capable de vivre en aérobiose en milieu liquide. Ce sont des
bons indicateurs de la contamination fécale d’une eau.
GLOSSAIRE
Accumulation : C’est la capacité qu’à une substance tels les métaux lourds, de se fixer dans un
compartiment donné (sédiment) à des concentrations supérieures aux valeurs naturelles.
Bio-accumulateur : Organisme (animal ou végétal) capable de retenir des traces infimes de
polluants présents dans l'air, le sol ou l'eau et de les accumuler à des doses bien supérieures à
celles auxquelles elles se rencontrent dans les milieux.
Biomarqueur : Un changement observable et : ou mesurable au niveau moléculaire, biochimique,
cellulaire, physiologique ou comportemental, qui révèle l’exposition présente ou passée d’un
individu à au moins une substance chimique à caractère polluant.
Carburateur : Pièce du moteur procédant au mélange de l'air et du carburant avant explosion.
Catalyseur : Corps qui rend possible ou accélère une réaction chimique, sans subir de
modification.
Charge critique : Valeur d'exposition à un ou plusieurs polluants en dessous de laquelle des effets
significatifs sur l'environnement n'apparaissent pas en l'état actuel de nos connaissances.
Composés organiques volatils : Composés organiques gazeux que l'on rencontre dans l'atmosphère,
dont les principaux sont des hydrocarbures.
Cd : Cadmium, élément métallique
Contamination : On parle de contamination lorsque les concentrations en une substance donnée
(physique, chimique et biologique) avoisinent ou dépassent les normes admises.
Cr : Chrome, élément métallique
xviii
Cu : Cuivre, élément métallique
DCO (demande chimique en oxygène) : La mesure du taux d’oxygène nécessaire à l’oxydation de
tous les composés (organiques et inorganiques), dans l’eau.
Écosystème : Association, stable dans le temps, entre un environnement physico-chimique
spécifique (le biotope) et un ensemble d'espèces animales et végétales (la biocoenose).
Effets biologiques : Le terme d’effets biologiques désigne toute perturbation, aussi bien au niveau
cellulaire (biomarqueurs), au niveau de l’individu qu’au niveau de la population, permettant à
la fois le suivi dans l’espace et dans le temps de la réponse des organismes à la pression
toxique du milieu et à la mise en relation des sources polluantes et des effets enregistrés.
Effluent : terme général désignant les eaux (généralement altérées par une pollution organique,
chimique, thermique…) sortant de chez un usager.
Granulométrie : Dimension des grains, se dit aussi de la méthode de classement des matières selon
la proportion de grains de différentes tailles qui les composent.
Histogramme : Représentation graphique par rectangles dont la hauteur est proportionnelle à chaque
valeur de la fonction étudiée.
HAP : Hydrocarbures aromatiques polycycliques
Hg : Mercure, élément métallique
IdC : Indice de différenciation du comportement.
Indicateur d'exposition : Donnée significative du niveau d'exposition à un polluant.
Microgramme par mètre cube (µg/m3) : Concentration d'un millionième de gramme par mètre
cube.
MES (matières en suspension) : Ensemble des particules solides de petite taille transportées au sein
de la masse d’eau.
Métaux lourds : Éléments métalliques dont le nombre atomique est généralement supérieur à 20
(mercure, plomb, cadmium...). Ils peuvent induire des dommages à de faibles concentrations,
et tendent à s’accumuler dans la chaîne alimentaire.
Nitrates : NO3- : Stade final de l’oxydation de l’azote.
Oxydation : Réaction chimique de combinaison d'un corps avec l'oxygène.
Oxydes d'azote (NOx) : Mélange, en proportions variables, de monoxyde d'azote (NO) et de
dioxyde d'azote (NO2). Seul le dioxyde d'azote est un polluant réglementé, du fait de ses
effets sur la santé.
Polluant secondaire : Polluant produit par l'interaction chimique de polluants primaires dans
l'atmosphère, par exemple l'ozone.
Ppb (parties par billion) : Concentration d'un pour un milliard.
xix
Ppm (parties par million) : Concentration d'un pour un million.
Pb : Plomb, élément métallique
Pesticides : Produits chimiques utilisés en agriculture pour lutter contre les insectes, moisissures,
mauvaises herbes, acariens, vers...
Polluants chimiques : Le terme de polluants chimiques désigne l’ensemble des composés toxiques
(métalliques et organiques) libérés dans le milieu; mais aussi les substances qui, sans être
vraiment dangereuses pour les organismes, exercent une influence perturbatrice sur
l’environnement.
Ressources en eau : Disponibilité en eau souterraine ou superficielle, renouvelée par le cycle naturel
de l’eau.
Sédimentation : Processus de dépôt de particules sur une surface.
Substrat : Support stable d'un phénomène, d'une réaction chimique par exemple.
Toxicité : Capacité propre d’une substance ou d’un milieu complexe de provoquer des effets nocifs
chez les organismes vivants.
Toxicité
sublétale
:
Ensembles
des
premiers
effets
(physiologiques,
biochimiques,
histopathologiques et comportementaux) d’une substance ou d’un effluent sur différentes
fonctions d’un organisme, ou d’un ensemble d’organismes (population), se situant en dessous
des effets létaux (mortels).
Valeur limite : voir tableau des valeurs de référence, avec définitions, au début du chapitre : "2.
Constats : qualité de l'air : le bilan par polluant".
xx
INTRODUCTION GENERALE
Depuis plus de cinquante ans, la pollution est l'un des plus graves problèmes auxquels
est confronté notre monde moderne. On entend par pollution, la présence dans
l'environnement des grandes quantités de produits chimiques dangereux, généralement crées
par l'homme, dont les effets nuisibles peuvent se faire durant de longues périodes sur toute la
planète. Cette pollution peut affecter l'eau, l'air et la terre. Elle peut être évidente (nappes
d'hydrocarbures flottante sur la mer). Comme elle peut être beaucoup moins visible
(pesticides répandus sur les champs ou métaux lourds dissous dans les systèmes aquatiques).
Le 20ème siècle voit de plus apparaître des quantités de substances nouvelles
totalement étrangères au milieu naturel dont la dégradation et l’assimilation par la faune et la
flore sont inefficace. C’est ainsi que, les pollutions apparaissent actuellement d’origine et de
nature de forme et d’actions multiples et se révèlent comme un problème majeur de notre
temps. Les différentes dégradations résultant de la pollution de l’écosphère compromettent
l’équilibre des écosystèmes concernés, le renouvellement des ressources naturelles ainsi que
le bien être et la santé de la population humaine.
Les déversements dans les cours d'eau atteignent, de nos jours, des proportions
catastrophiques. Par mesure d'économie, usines et villes rejettent directement leurs eaux
résiduaires, sans les avoir traitées au préalable. Il y a aussi des produits toxiques qui
aboutissent dans les rivières, tuant de nombreuses formes de vie. Parmi ces polluants, citons
le chrome, en provenance des tanneries, des margines et des huileries; le mercure, en
provenance des usines de pâte à papier. La flore et la faune aquatique peuvent dans ce cas
s'appauvrir de façon considérable, non seulement quantitativement mais aussi qualitativement.
L’écosystème aquatique est de plus en plus menacé par différentes sources de
pollution qui risquent de diminuer ses potentialités économiques et d’avoir des répercussions
néfastes sur la santé humaine. Plus que jamais, en cette fin de millénaire, la lutte contre la
pollution des eaux est au centre des discussions et des débats à l’échelle mondiale. Des
centaines de titres consacrés à ce sujet ont pu être relevés dans la presse, des centaines de
colloques, rencontres, congrès se sont déroulés pour en débattre, sans oublier les campagnes
de sensibilisation sur les graves problèmes de pollution subis par les différents écosystèmes.
Parmi les substances chimiques susceptibles de constituer un danger pour la vie aquatique en
général, nous signalons les métaux lourds dont certains comme le chrome, le plomb et le
cadmium. Ces éléments sont très toxiques et de plus en plus utilisés dans les secteurs
industriels. Certains métaux non toxiques le deviennent vu leur pouvoir bio-accumulateur et
1
leur rémanence dans le milieu aquatique et notamment dans les sédiments compte tenu de leur
non dégradation biologique.
Le Maroc compte parmi les pays d’Afrique les plus menacés par la déficience des
ressources en eau suite à la sécheresse qui frappe de plus en plus durement de nombreuses
Régions. Les réserves hydriques s’avèrent insuffisantes tant en milieu urbain qu’en milieu
rural. Devant cette situation s’imposent donc la préservation et l’optimisation du potentiel
hydrique de notre pays, avec le développement de l’insuffisance d’une législation et son
application stricte qui régisse le contrôle de la pollution rejetée dans le milieu naturel sans
aucun traitement préalable.
Au Maroc, l’approche environnementale est devenue un enjeu autant écologique
qu’économique surtout avec ses ressources naturelles fragiles et limitées. La situation est
d’autant plus grave car le Maroc est en déficit hydrique depuis plusieurs décennies. En effet
selon le rapport mondial de mise en valeur des ressources en eau des nations unies, de
nombreux pays dont le nôtre, sont déjà en situation de crise. Avec 971 m3 /hab. /an, le Maroc
est classé au rang 155 par rapport à 180 pays.
Le Maroc est confronté à des problèmes environnementaux, parfois assez sérieux.
Cette situation est due à une forte croissance démographique, une urbanisation galopante et
une gestion insuffisamment prévoyante des ressources pour satisfaire les besoins générés par
le développement économique.
Aussi les ressources en eau au Maroc sont confrontées à des problèmes de quantités et
de qualités. Ces ressources sont limitées en raison du climat semi-aride et aride et subissent
une détérioration de leur qualité par les différents rejets polluants, telles que les eaux usées
(Serghini, 2003 ; El Morhit, 2005).
Au Maroc, quelques travaux ont été menés sur la détermination des niveaux
métalliques chez les moules et les poissons prélevés de la côte atlantique (Mahyaoui et al.,
1989 ; Alaoui Hassani, 1991 et Chafai Alaoui, 1994 ; Cheggour et al., 2005) et de la côte
méditerranéenne (Sabhi, 1990 ; El Hraiki et al., 1992 ; El Morhit, 2005 ). Ces travaux ont
montré que les connaissances acquises sur le Maroc sont fragmentaires d’où la nécessité
d’étudier de manière régulière, précise et plus concrète la présence des métaux lourds dans les
divers compartiments du milieu aquatique.
Dans le cadre de la recherche sur l’environnement littoral et marin de la côte atlantique
marocaine, une contribution intéressante nous a paru envisageable, par l’étude de l’origine et
du devenir des polluants dans l’estuaire du bas Loukkos où sont déversés de nombreux rejets
2
(industriels, urbains, agricoles…). Ce qui n’est pas sans conséquence, à plus au moins long
terme, sur la qualité du milieu estuarien de la région.
L’oued Loukkos, l’une des principales rivières du Maroc traversant plusieurs villes en
particulier la ville de Larache et débouchant sur l’océan, connaît depuis plusieurs années, une
dégradation notable de la qualité de ses eaux engendrées par différents rejets de polluant émis
sans traitement dans la rivière. Ces rejets résultent de différentes activités urbaines,
industrielles et agricoles que connaît ce bassin. Parmi les formes de pollution que connaissent
les eaux de ce fleuve, apparaissent les métaux lourds qui résultent des rejets émis par
différentes industries et unités artisanales le long de l’oued. Vu la diversification des produits
chimiques utilisés dans les agricoles, les effluents de ces unités sont caractérisés par une
pollution chimique.
La caractérisation mésologique hydro-chimique permet donc d’évaluer la qualité des
eaux superficielles. Elle constitue l’une des composantes principales dans toute étude du
fonctionnement des écosystèmes aquatiques, plus particulièrement celle qui intéresse les
milieux paraliques soumis à la double influence océanique et continentale. En effet, l’hydrochimique de l’estuaire du bas Loukkos est la résultante des flux marégraphiques océaniques et
des apports d’eaux douces de l’oued Loukkos.
C’est dans ce contexte que nous avons entrepris l’étude de l’écosystème aquatique de
l’estuaire du bas Loukkos; la présente étude vient compléter et apporter des éléments
nouveaux aux travaux antérieurs réalisés par Snoussi (1984) ; Cheggour et al. (2004) ; Bazairi
et al. (2005) ; Fekhaoui (2005) ; El Morhit et al. (2008). Le chois a été motivé par
l’importance socioéconomique que représente cet écosystème pour la région de la ville de
Larache et par la forte pression que subit celui-ci en matière de pollution. En effet ce secteur
continue à recevoir beaucoup de rejets polluants à cause de nombreuses agglomérations et
unités industrielles installées sur ses rives et ses affluents. Par ailleurs, l’emploi non
raisonnées des fertilisants et d’engrais dans cette région très agricole ne fait qu’accentuer la
pollution et augmenter le risque de contamination des eaux superficielles et profondes de cet
écosystème.
L’essor démographique important qu’a connu la ville de Larache et l’accroissement
des activités industrielles donnent aux eaux d’origine domestique ou industrielle une
importance particulière. Leurs rejets dans la zone estuarienne peuvent modifier la qualité du
milieu et empêcher et freiner le développement de certaines activités. Dans ce contexte, nous
nous sommes intéressés à évaluer l’état de salubrité de l’estuaire du bas Loukkos.
3
Le contrôle des métaux lourds dans l’environnement a acquis une importance
croissante durant les dernières années. Dans ce contexte, la présente étude consiste à :
Etudier la qualité des eaux superficielles de l’estuaire du bas Loukkos par le suivi spatiotemporel d’un certain nombre de traceurs physicochimiques. Les résultats préliminaires
seront synthétisés par une analyse multivariée (ACP) afin de comprendre le
fonctionnement de cet hydro-système et le conditionnement de la charge polluante en
fonction de la dynamique marégraphique.
évaluer la contribution à l’étude de la pollution métallique de l’estuaire du bas Loukkos
de la Région de Larache (nord du Maroc) à travers le suivi spatio-temporel de la
contamination de l’eau, des sédiments et de poissons par six ETM. L’utilisation d’indices
de contamination s’avère d’un emploi judicieux.
réaliser une étude marégraphique dans les stations de l’estuaire étudié.
La présente étude est constituée de la première partie comprend deux chapitres: Chapitre
I : Milieu d’étude, sa situation géographique et ses principales sources de pollution et
Chapitre II : Matériels et méthodes: consacrée à la présentation des stations de prélèvement,
échantillonnages, prélèvement et les analyses physico-chimiques et la deuxième partie
(Résultats et Discussions) comprend quatre chapitres: Chapitre I : Qualité des paramètres
physicochimiques de l’eau, Chapitre II : Etude de la contamination métallique des sédiments
et Chapitre III : Etude de la contamination métallique des eaux et Chapitre IV : Etude de la
contamination métallique des poissons.
4
5
I.1. Cadre général et présentation du bassin de Loukkos
I.1.1. Le Bassin Versant
Le bassin versant de Loukkos et de ses affluents s’étendent sur une superficie de 3750
2
km et son altitude moyenne est de 300 m (Figure 1). Les points culminants sont les Djbel
Alam 1670 m et El Khezana 1700 m.
De forme sensiblement rectangulaire, il atteint environ 80 km dans sa plus grande
largeur. Il comprend au nord le Sahel, plateau sableux limoneux ; à l’est et sud, les contre fort
du rif et du prérif ; au centre, la plaine alluviale ; à l’ouest et sud ouest, les formations
sablonneuses des Rehamna.
LEGENDE
N
Routes
Khemis du Sahel
Tleta Rissana
ATLA
N
TIQU
E
KH E
M IS
DU S
A HE
L
Voie férée
O CE
AN
TLETA RISSANA
SUD
Souaken
SOUAKEN
OULAD OUCHIH
ZOUADA
25 Km
Ksar
E l Kébir
Figure 1 : Schéma synoptique du bassin versant de l’oued Loukkos.
6
I.1.2. La plaine alluviale
Le bas Loukkos serpente dans une plaine alluviale vaseuse et très basse puisqu’elle
n’atteint guère que 10 à 15 m de hauteur et qu’en beaucoup d’endroits elle ne dépasse pas 5 m
(Maurer, 1968).
Entre Ksar El Kébir et l’embouchure, la pente est de 7.10-4 (Thauvin, 1971). La côte
du Loukkos en amont du pont routier de la R.P.2, est au niveau de la mer, si bien qu’à chaque
marée haute de vives eaux, la plaine alluviale est inondée et acquiert les caractères d’un Ria.
Ce couloir alluvial de 40 km de longueur et de 5 à 10 km de largeur, est encadré au nord et au
sud par des collines et des bas plateaux atteignant 100 à 150 m.
Au Nord de la plaine, ces palléaux se relèvent assez rapidement jusqu’à 130 m, puis
prennent une allure subhorizontale. A l’Est, ces formes tubulaires se maintiennent entre 100 et
140 m. Au Sud et à l’Ouest, en fin des plans étagés et dissymétriques s’ordonnent en plusieurs
compartiments d’Arbaoua jusqu’ à la côte à l’ouest, et à la ville de Larache au Nord. On note
également l’existence de grandes cuvettes telles qu’Er-Rhedira et Sakhsoukh.
I.1.3. Aménagement hydraulique
L’aménagement des ressources en eau de la région de Larache a nécessité la
réalisation des infrastructures suivantes (C.S.E., 1991) : Le barrage Oued El Makhazine, pour
assurer la satisfaction des besoins en eau de 25.100 ha, l’alimentation en eau potable et
industrielle des agglomérations urbaines de la région, la production énergétique et la
protection contre les inondations de la basse vallée de l’oued Loukkos. Et, le barrage du garde
du Loukkos pour protéger la basse vallée contre la montée des eaux salines et rehausser le
niveau d’eau dans l’oued Loukkos en vue de permettre un fonctionnement normal des stations
de pompage du périmètre irrigué.
- La protection de la basse vallée du Loukkos contre les inondations par un système de digues
et de dérivation des affluents du Loukkos (Oued El Makhazine et Oued Ouarour,…).
Actuellement, le bassin du Loukkos dispose de deux grands barrages (Tableau I.1).
Tableau I.1 : Estimation de la pollution domestique des villes de plus de 10000 habitants
(DRPE, 1991).
Oueds
Barrages Oued El Makhazine
Barrages Garde de Loukkos
Loukkos
Loukkos
Année de mise en service
1979
1980
Apports (mm3/an)
916
916
Volume utile
700
700
Volume régularisé
330
330
V. fournis Irrigation
152
152
V. fournis Turbinage
154
154
exclusif
7
I.1.4. Source de pollution dans le bassin de Loukkos
I.1.4.1. La pollution domestique
Une évaluation quantitative et qualitative des effluents domestiques et industriels
générés par les principaux centres urbains du bassin de Loukkos est représentée dans le
Tableau I.2.
Tableau I.2 : Estimation de la pollution domestique des principaux centres urbains (DRPE,
1991).
Ksar El Kébir
Larache
Habitants
88000
82000
3
Volume des eaux usées m /j
6968
6226
DCO (mg/l)
6160
5740
DBO5 (mg/l)
4400
4100
MES (mg/l)
5280
4920
PO4 (Kg/j)
352
328
Azote (mg/l)
1320
1230
Il ressort du Tableau I.2 que le volume global des eaux usées générées par les
principales agglomérations urbaines est très élevé.
I.1.4.2. Les mines et industries
Les principales unités consommatrices d’eau dans la région de Larache sont les agroindustries et les cimenteries :
- Les industries sucrières : la région dispose de trois sucreries, la raffinerie de Tétouan, la
sucrerie de Ksar El Kébir (SUNABEL) mise en service en 1977 avec une capacité de
production de 45.000 tonnes/an et la sucrerie du Loukkos (SUCRAL) à proximité de Larache,
mise en service en 1984 avec une capacité de production de 45.000 tonnes/an,
- Les cimenteries,
- L’industrie laitière,
I.1.4.3. La pollution industrielle
La figure 2 indique la répartition des principales industries dans la zone du bas
Loukkos ; elles sont essentiellement concentrées dans les villes de Larache et Ksar El Kébir.
8
Figure 2 : Principaux foyers de pollution industrielle.
Un inventaire des unités industrielles existantes ainsi que le milieu récepteur de leurs
rejets sont présentés dans le Tableau I.3.
Tableau I.3 : Inventaire des unités industrielles (DRPE, 1991).
Nature des
Milieu
Industrie
Situation
produits
récepteur
Article en amiente
Cosima
Larache
ciment
Sucral
Sucre brut
O. Loukkos
Nappe de
//
Sunabel
R’mel
Ksar El
Coop. Artis.de
Kébir
Cuir
//
tannage
Traitement
employé
Décantation
aucune
I.1.4.4. L’agriculture
L’agriculture irriguée, principalement située dans les périmètres de grande hydraulique
du Loukkos s’étend sur une superficie actuelle de près de 19.600 ha et ceux dans la petite et
moyenne hydrauliques des vallées alluviales.
Les céréales occupent 62% environ de la superficie agricole utile, représentant ainsi
les productions les plus importantes de la région. Les cultures sucrières sont pratiquées dans
le périmètre du Loukkos où la canne à sucre est cultivée en irrigué tandis que la betterave est
principalement en bour (CSE, 1991).
9
Les superficies agricoles couvrent environ 40 000 ha dans le Loukkos. Les cultures
pratiquées dans ces périmètres sont dominées par les céréales et les cultures sucrières à
l’intérieur des périmètres du Loukkos. Ces cultures emploient des quantités importantes
d’engrais azotés et des pesticides qui risquent de contaminer les ressources en eau par voie de
lessivage et de ruissellement (DRPE, 1991).
I.1.4.5. Etat de la qualité des eaux du bas Loukkos
Les eaux du bassin du Loukkos, leur qualité bactériologique est relativement dégradée
en aval de Ksar El Kébir, en raison des rejets domestiques déversés dans ce cours d’eau.
Sur la base des paramètres de la qualité présentant une appréciation de la qualité
globale des eaux superficielles de la zone d’étude (DRPE, 1991) il ressort :
- Qualité de l’oued Loukkos amont (Ksar El Kébir) est bonne.
- Qualité en aval de l’Oued Loukkos est mauvaise.
I.1.4.6. Alimentation en eau potable et industrielle
L’alimentation en eau potable et industrielle des principales agglomérations de cette
zone, telles Larache et Ksar El Kébir, est essentiellement assurée par le captage des sources et
des nappes d’eau souterraine (nappe de R’mel et nappe de Ouled Ogbane).
Les industries non raccordées au réseau de distribution d’eau sont principalement des
agro-industries telles que SUNABEL, SUCRAL, COSIMA et The du Loukkos. Les besoins
en eau de ces industries s’élèvent à 4 mm3/an et sont satisfaits par des prélèvements à partir de
l’Oued Loukkos (CSE, 1991).
I.1.4.7. Les industries isolées
On entend par « industries isolées » toutes les unités industrielles qui ne sont pas
raccordées aux réseaux de distributions d’eau potable. Les industries sont concentrées dans le
bas Loukkos, sont représentées dans le Tableau I.4.
Tableau I.4 : Industries non raccordées aux réseaux de distribution d’eau (CSE, 1991).
Industries
Origine
SUNABEL
Traitement de betterave à sucre près de Ksar El Kébir
SUCRAL
Traitement de canne à sucre à Zlaoula
COSIMA
Usine de conduite d’eau près de Ksar El Kébir
SURLOUK
Usine de surgélation près d’Al Aouamra
THE du Loukkos
Usine de thé située au sud de Larache
Surgélation (fruits, légumes)
Près de Moulay Bousselham
Usine de congélation
Larache
Les consommations globales en eau de ces différentes unités sont évaluées
actuellement à 4 Mm3/an et 5,6 Mm3/an respectivement en 2000 et 2003.
10
I.2. Présentation géographique de l’oued Loukkos
Oued Loukkos draine une partie du Rif occidental ; long d’environ 180 km, il prend
naissance dans le Rif central à Jbel Khézéna, à 1200 m d’altitude et se termine dans l’Océan
Atlantique au nord immédiat de la ville de Larache. Son bassin versant couvre une superficie
d'environ 3750 km² et son cours central peut être subdivisé en trois tronçons :
- Le cours supérieur : il est très raide sur une longueur de 40 km environ, de Jbel Khézéna
jusqu’au confluent de l’oued Ourhane. Sa pente moyenne est de 2% atteignant localement
20% dans le bassin de réception. Le Talweg de flanc de la vallée abrupte, est un fond de faible
largeur. Le bassin est montagneux et recouvert d’une abondante végétation. Le cours
supérieur est semi-temporaire.
- Le cours moyen : encore est très sinueux, il s’étend sur 90 km, jusqu’à Ksar El-Kébir. La
pente est moins forte, 1% en moyenne. La région traversée est vallonnée et la végétation est
aussi abondante. Le barrage de l’oued El Makhazine a été installé entre la confluence de
l’oued Zaz et Ksar El-Kébir.
- Le cours inférieur : de Ksar El-Kébir à l’embouchure, sur une longueur de 50 km et avec une
pente pratiquement nulle, l’oued dessine de nombreux méandres dans la plaine. A 44 km, il
atteint la côte-3m. Les difficultés de l’écoulement des eaux dans la plaine, dues à la faible
pente et à l’influence des marées, provoquent de fréquents débordements, lors des périodes de
crues (Thauvin, 1971). Le lit de la rivière atteint le niveau de la mer (altitude nulle) à environ
40 km de l’embouchure (Maurer, 1968). L'embouchure de cette rivière est relativement
étroite, bordée au nord par une dune sableuse boisée et au sud par une falaise rocheuse (Figure
3).
La plaine qui abrite le complexe des zones humides correspond à une formation
alluviale soltanogharbienne constituée de sable limoneux ou argileux, de limon ou de sols
hydromorphes surmontant des formations du Pliocène. Dans la zone estuarienne, ces sols
deviennent halomorphes ou salins alors qu’ils sont plus variés sur les pentes (dehs, tirs, rmel
…). Les reliefs entourant la plaine sont constitués de sables villafranchiens (plateau de Rmel)
et de marnes et grès marneux éocènes et oligomiocènes (collines prérifaines). Notre étude a
porté plus particulièrement sur cette partie aval du Loukkos que nous développons en détail
ci-dessous.
11
Figure 3 : Situation géographique du périmètre du Loukkos.
Le périmètre (figure 3) du Loukkos dont la mise en valeur a été basée essentiellement
sur l'exploitation des eaux régularisées de l'oued Loukkos, couvre une superficie d'environ
2560 km2 s'étendant sur 50 km environ au Nord et au Sud, limitée à l'Ouest par la côte
atlantique et à l'Est par une ligne qui suit, du Nord au Sud, le pied des crêtes de grès
numidiens du massif Djebala, la vallée de Tahraout et le pied de Djebel Sarsar.
I.2.1. L’estuaire du bas Loukkos
Comme les principaux exutoires hydrographiques de la façade atlantique
septentrionale, l’estuaire du bas Loukkos interrompe la monotonie rectiligne de la côte
N.20°E. Un redan décale la rive sud de 2.250 km en avant de la rive nord (Andre et El
Gharbaoui, 1973). Cet estuaire constitue l’objet principal de notre étude dont le périmètre est
compris entre les coordonnées suivantes (figure 4) : 35°9’ et 35° 14’ de latitude Nord et 06°5’
et 06°30’ de longitude Ouest.
12
Figure 4 : Localisation des stations d’étude dans l’estuaire du bas Loukkos (Maroc).
I.2.2. Délimitation de la zone d’étude
L’estuaire du bas Loukkos est un fleuve qui serpente entre la cité antique de Lixus et
la ville actuelle de Larache, a depuis les temps des romains servi de moyen de communication
entre la péninsule Tingitane et le sol Mauritanien, ainsi que comme moyen d’accès à l’océan
atlantique. Il est confronté essentiellement à deux systèmes d’évaluation des altitudes : le
système maritime avec les côtes « marines » (CM) et le système « terrestre ».
Un estuaire est un plan d’eau côtier, particulièrement confiné, qui a une concentration
libre avec la mer ouverte et dans laquelle l’eau de mer est diluée d’une façon mesurable par
l’eau douce dérivée des ruissellements terrestres. Cette définition parait correspondre assez
bien à celle que l’on pourrait attribuer à l’estuaire du bas Loukkos.
Quant aux limites amont et aval d’un estuaire, comme toutes les limites de système
variables et plurifactoriels, il serait difficile de l’assujettir à des valeurs absolues. Selon le
degré de l’interprétation des masses d’eau fluviales et marines, des zones de gradients de
salinité s’établissent. Dans l’estuaire du bas Loukkos, en période de l’étiage, les variations de
13
la salinité au cours de la marée, sont encore misérable jusqu’à sa confluence avec le
Makhazine ; ce qui pose d’énorme problèmes pour l’irrigation de la plaine. A cette fin, un
barrage de garde a été construit par la compagnie Espagnole Lukkus dans le but de protéger la
basse vallée de la remontée des eaux saline provenant de la mer, et de créer une retenue d’eau
afin de faciliter les pompages pour l’irrigation. Nous avons donc choisis le barrage de garde
comme limite supérieur de notre zone d’étude.
Si l’influence marine se fait sentir très en amont de l’estuaire, les apports fluviatiles
sont véhiculés par le Loukkos vers l’aval et vont se déposer dans la vasière du plateau
continental. Le débouché du Loukkos sur le proche océan constituerait notre limite aval.
I.2.3. Morphologie de l’estuaire.
Il serpente dans une vaste plaine alluviale en prenant la direction NO-SE de l’aval vers
l’amont. Ce milieu se compose de deux parties : la partie amont de l’oued Loukkos présentant
un chenal sinueux, caractérisée par des méandres libres dans les alluvions d’une plaine
vaseuse et marécageuse et la partie aval du plateau continental.
L’estuaire du bas Loukkos présente toutes les caractéristiques d’une rivière à
méandres. Le stockage de sable sur le côté convexe et creusement du chenal sur le côté
concave. L’examen des documents cartographiques, ainsi que les observations de terrain,
nous montrent une morphologie simple. Des ruine de la cité antique de Lixus jusqu’au port,
un chenal principal dont la profondeur varie entre -2 et -4 m sous le zéro hydrographique,
longe la rive droite. Au niveau de la pointe blanche, on note une rupture de pente très
importante du fond du chenal puis la profondeur redevient constante jusqu’au niveau du port
où elle augmente de nouveau.
Le port de Larache est installé dans une darse sur la rive gauche de l’oued Loukkos, à
750 m environ de l’embouchure. Dans sa partie Sud-Est, la darse est bordée par la zone
industrielle. Mais dans cette zone, comme dans toute la partie Nord-Est, la darse est
complètement évasée et émerge à marrée basse. Malgré les dragages d’entretien pour
maintenir une souille devant les quais, les profondeurs sont très réduites et le port ne peut
accueillir que des bateaux de faible tirant d’eau, d’autant que les tracés sont très obliques.
I.2.4. Hydrographie
Le Loukkos et ses effluents drainent un bassin versant de 3750 km2. L’ensemble du
réseau s’oriente selon un axe principal S.E-N.O parallèle aux lignes de crêtes (chaîne du rif et
barres gréseuses).
14
Le principal affluent du Loukkos est le Makhazine qui le rejoint en amont du barrage
de garde ; il draine une superficie totale de 880 km2, soit toute la partie nord du bassin du
Loukkos. Il prend sa source à 380 m environ et s’étend sur une longueur totale de près de 90
km avec une pente moyenne de 4 pour mille.
Les autres cours d’eau, affluents du Loukkos dans la plaine, sont de moindre
importance et ont des bassins versant plus modestes. Tels que (Azla, Menzoura, M’ghar,
Ourhane…).
I.2.5. Cadre géologique
Le bassin versant du Loukkos se situe dans le domaine rifain. Ce domaine correspond
« au Maroc méditerranéenne », c'est-à-dire à la partie Nord du Maroc qui porte l’empreinte
géographique et plus encore géologique de son influence méditerranéenne. Au fond de la
vallée le substrat est limoneux à sablo-limoneux (Marçais et Suter, 1966 ; Leblanc, 1975 ;
Michard, 1976 ; in Snoussi, 1980). Le bassin du bas Loukkos comprend la plaine alluviale
argileuse, le plateau sableux des Rehamna et les collines des Oulad Ogbane (CSE, 1991).
I.2.6. L’hydrologie de l’estuaire
I.2.6.1. L’hydrologie fluviale
Des relevés de côte, dont la fréquence varie selon les débits, sont réalisés aux
différentes stations de jaugeage du bassin versant par le service de l’hydrologie. Le Loukkos
est jaugé à la station de Mrissa, située à environ 50 km de l’embouchure. Cette station donne
les débits d’une superficie de bassin versant de 2120 km2 pour une superficie total de 3750
km2. Le Makhazine, qui draine un bassin de 850 km2, vient se jeter à l’aval de Mrissa à
environ 30 km2 de l’embouchure ; la station de Sidi Ayad Soussi permet d’en connaître les
débits. L’Ourour est jaugé à la station d’Oulad Jouber. Cette dernière donne les débits pour
une superficie de 162 km2 (in Snoussi, 1980).
I.2.6.2. L’hydrologie marine
L’hydrologie de l’estuaire est tributaire de nombreux facteurs : les apports
superficiels, l’infiltration de la nappe sous jacentes (nappe du Loukkos) et le rythme
marégraphique. Ces facteurs entraînent des variations spatio-temporelles de la salinité le long
de l’estuaire. La température de l’eau est fortement liée à l’atmosphère (in Snoussi, 1980 ; El
Morhit et al., soumis).
15
a- La marée dans l’estuaire
Ses effets sont importants, car elles engendrent des remaniements de sédiments d’une
part et un mélange des eaux marines et fluviales, d’autre part.
La marée est semi-diurne (T=12h), la durée de sa propagation est environ de 4 minutes
entre la Darse et Lixus (74 km/h), 16 mn entre la darse et le pont (27 km/h) et 32 minutes de
la darse à l’aval du barrage de garde. Pour des basses mers, la marée est ressentie au barrage
avec un retard de 90 mn par rapport à la darse.
L’intrusion saline pénètre dans l’estuaire jusqu’à la confluence du Loukkos avec le
Makhazine en période d’étiage. En hiver, ce front salé est repoussé en aval jusqu’à la darse.
b- La houle dans l’estuaire.
Avant la crue : la houle commence pour pénétrer dans l’estuaire en suivant la partie
rectiligne du chenal le long de la jetée. Elle est ensuite réfractée sur le banc de sable, puis
tourne rapidement sur la gauche et vient se briser sur la rive droite du fleuve. Une faible partie
tourne à droite en même temps que le chenal se déploie un peu en éventail et vient mourir sur
la rive gauche. L’agitation ne pénètre pas dans la darse et ne remonte guère en amont de celleci. Après la crue qui a provoqué un certains remaniements des fonds, le chenal, plus rectiligne
est à peu près centré sur l’axe du fleuve. La houle se fait sentir très en amont de la darse et
dans la darse elle-même, elle peut donner lieu à un fort ressac.
c- Les courants.
Lorsque le débit fluvial atteint quelques dizaines de m3/s, il existe devant
l’embouchure une tache d’eau marron qui se déploie en éventail ; les trajectoires de courant
seraient les nervures de cet éventail. Les déplacements de cette eau turbide peuvent donc nous
renseigner sur les variations du champ des courants.
L’hydrologie naturelle du Bas Loukkos, avant l’installation du barrage Al Makhazine
et du barrage de garde, était marquée par une grande irrégularité et, surtout, par la difficulté
d’écoulement des eaux pluviales vers l’aval, qui provoquait des débordements fréquents au
niveau de la plaine, alors que la montée des marées provoquait une salinisation des eaux de
cette plaine, constituant un problème majeur à l’agriculture. Les crues du Loukkos et de ces
affluents dévastaient une grande superficie de la plaine : en janvier 1970 par exemple, une
crue de 1070 m3/s (à Mrissa) a dévasté le cours inférieur. La montée des eaux estuariennes a
été interceptée par un barrage de garde, mis en service en 1982 à environ 5 km de
l’embouchure, alors que les crues ont été atténuées dans cette plaine par la construction (en
1979) du barrage oued Al Makhazine et par l'endiguement de la rivière en amont du barrage
16
de garde. Ceci a permis de transformer une partie de la zone inondable de la plaine en zone de
cultures irriguées.
L'hydrologie actuelle du site est donc influencée par cinq sources d’eau :
Les apports de l'oued Loukkos, en majeure partie interceptés par le barrage Al Makhazine.
Les eaux estuariennes, qui remontent le long de l'oued Loukkos, jusqu'au barrage de garde
(à chaque marée haute) ; elles remontent cependant le long d'un canal de dérivation qui reçoit
les eaux de l'oued Ouarour et traverse la plaine située sur la rive droite.
Les eaux de ruissellement des affluents de basse altitude : (1) oueds Mansoura, Ouarour et
Azla sur la rive droite (eaux d'origine essentiellement pluviales); (2) oueds Sakhsoukh et
Smid El Ma sur la rive gauche, remplis surtout par les eaux phréatiques du plateau de Rmel.
L’aquifère du bas Loukkos, composé d’un secteur sous-jacent au complexe des zones
humides et de la nappe du plateau sableux du R'mel qui s'étend au nord-ouest de la plaine du
Loukkos ; cette dernière est gonflée par les eaux d’irrigation excédentaires en provenance du
barrage Al Makhazine.
Les eaux d’irrigation, originaire des lacs de barrage, et les eaux usées urbaines (des villes
de Larache et de Ksar El Kébir) et industrielles (usines à l'embouchure et en aval de Ksar El
Kébir).
Cette hydrologie complexe permet de scinder le complexe du bas Loukkos en six
unités hydrologiques :
1- Embouchure du Loukkos et habitats adjacents (sansouire, salines, chenaux …) : cette
zone est limitée en amont par l’autoroute Rabat-Tanger, mais les eaux de l’estuaire remontent
plus en amont, le long des affluents de rive droite, alors qu'elles sont freinées par le barrage de
garde.
2- Marécages d’Aïn Chouk-Boucharene : ils s’étendent le long de la bordure nord-ouest de
Rmel et constituent la marge ouest du complexe, où débouchent des affluents de rive gauche
du Loukkos. Ils sont subdivisés en deux secteurs :
• Au nord, le secteur de Aïn Chouk : alimenté par la nappe sous-jacente et par O.
Sakhsoukh. Il est séparé du cours estuarien du Loukkos par la route tertiaire en aval du
barrage de garde.
• Au sud, le secteur de Boucharène : alimenté par O. Smid El Ma et par des petites
résurgences de la nappe de Rmel. Il est limité à l’est par une digue qui le sépare du drain
principal du périmètre d’El Adir.
3- Retenue du barrage de garde : elle est limitée latéralement par deux digues de protection
contre les crues et s’étend de ce barrage jusqu’à la confluence O. El Makhazine - O. Loukkos.
17
4- Marécages de Doukkala-Oulad Mesbah : ensemble de petites merjas semi-permanentes
qui se développent au pied des collines sableuses de Khmis Sahel (bordure nord-est de la
plaine du Loukkos), généralement à la terminaison des vallons.
5- Périmètre irrigué d’El Adir (rizières du Loukkos), zone humide artificielle située entre les
marais de Boucharène et la retenue du barrage de garde, elle est parcourue par un réseau de
drainage et d'irrigation.
6- Plaine alluviale entre l’autoroute et le barrage de garde : zone humide à la limite amont
de la zone estuarienne, elle a été anciennement transformée en zone de culture, mais
l’autoroute y crée (par un effet de barrage) des marécages semi-temporaires.
I.3. Climatologie
Les facteurs climatiques d’un milieu agissent directement sur l’ensemble des
composantes biologiques d’un écosystème (stade de développement, stade aérien, émergence,
ponte, …) ou indirectement en modifiant les caractéristiques physiques d’un plan d’eau, par le
biais de l’ensoleillement qui intervient sur la température de l’eau, ou la pluviosité, capable
d’influencer le régime hydrologique (Rossillon, 1984).
Le climat du Maroc est de type méditerranéen caractérisé par un photopériodisme à la
fois quotidien et saisonnier, par l’existence des saisons thermiques nettement tranchées et par
des précipitations concentrées pendant la saison froide (Emberger, 1964).
I.3.1. Régime climatique
Le bas Loukkos se situe dans l’étage sub-humide de la classification de l’Emberger
(1964). Bien que situé sur la façade atlantique. Il possède un régime de type
« méditerranéen », caractérisé par l’opposition d’une saison humide (de Novembre à Avril), et
d’une saison sèche (de Mai à Octobre). Il est cependant tempéré par la proximité de l’océan,
mais cette influence modératrice est masquée vers l’intérieur, par la présence d’un plateau qui
s’interpose entre la plaine et l’océan.
Les données climatiques de la décennie 1983-1993 (disponibles chez l’ORMVAL)
donnent des précipitations de 600-700 mm/an, avec une saison pluvieuse (novembre-février),
où on registre des valeurs de 100 à 120 mm/mois, et une saison sèche (mai-septembre) où les
précipitations s’abaissent à 1-36 mm/mois. Pendant les autres mois (octobre, mars et avril),
les précipitations sont irrégulières. Les moyennes mensuelles de la température indiquent une
certaine influence océanique ; elles varient entre 10,5-12,5°C (mois de janvier) et de 22,526°C (mois d’août), avec des minima moyens entre 5°C et 8°C et des maxima moyens entre
27°C et 32°C. La saison fraîche est relativement longue (octobre à mai), sous l’effet des vents
18
océaniques (Gharbi), lesquels sont fréquemment inversés lors de la période sèche, où
soufflent des vents d'est secs et chauds (Chergui). Le bioclimat est de type subhumide à hiver
froid.
I.3.2. Pluviosité
C’est un facteur climatique important dans les domaines estuariens. Les résultats de la
précipitation mensuelle moyenne sont présentés dans le Tableau I.5 et la figure 5.
Tableau I.5 : Précipitation mensuelle moyenne durant les années 2004-2007 (ORMVAL,
2005).
Précipitation mensuelle moyenne
Mois
2004-2005
2005-2006
2006-2007
janvier
114
114
février
137
137
mars
132,3
132,3
avril
55,3
19,3
19,3
mai
58,4
1
1
juin
0
6
6
juillet
0
août
0
28
septembre
0
4,1
8,2
octobre
77,1
45,6
96,9
novembre
8,8
82,3
114
décembre
202
50
28
TOT/MOY
401,6
591,6
684,7
Précipitation mensuelle totale exprimée en mm
250
200
150
100
50
ja
n
vi
er
fe
vr
ier
m
ar
s
av
ril
m
ai
ju
in
ju
ill
et
a
se out
pt
em
br
e
oc
t
n o ob
ve
m
de bre
ce
m
br
e
0
2004-2005
2005-2006
Mois
2006-2007
Figure 5 : Précipitation mensuelle moyenne durant les années 2004−2007.
19
I.3.3. Température
Le cycle annuel de la température peut être divisé en quatre périodes thermiques de
durées inégales, établis à partir des températures moyennes (Schoen, 1969). Les résultats de la
température mensuelle moyenne sont présentés dans le Tableau I.6 et la figure 6.
Tableau I.6 : Température mensuelle moyenne durant les années 2004−2007 (ORMVAL,
2005).
Température mensuelle moyenne
Mois
2004-2005
2005-2006
2006-2007
janvier
10,0
10,0
février
12,0
12,0
mars
11,4
11,4
avril
13,0
15,9
15,9
mai
14,5
21
21
juin
17,9
21,6
21,6
juillet
22,0
24,0
24,2
août
20,45
24,1
24,1
septembre
37,0
20,1
21,3
octobre
16,75
20,1
20,45
novembre
13,6
14,6
15,7
décembre
12,3
11,8
13,8
TOT/MOY
33,1
17,5
17,3
Température mensuelle moyenne en (°C)
40
30
20
10
ja
n
vi
er
fe
vr
ier
m
ar
s
av
ril
m
ai
ju
in
ju
ill
et
a
se out
pt
em
br
e
oc
t
no ob
ve
m
de bre
ce
m
br
e
0
2004-2005
2005-2006
Mois
2006-2007
Figure 6 : Température mensuelle moyenne durant les années 2004−2007.
La température des milieux aquatiques et par suite des zones humides, doit être connue
avec précision, car elle est capable de modifier les processus physiques, biologiques et
chimiques.
20
I.3.4. Insolation
C’est en été que l’effet de l’insolation se manifeste le plus intensément, cet
échauffement, dû à l’absorption des rayons infrarouge, provoque dans les zones peu protégées
(surfaces des eaux, sédiments superficiels, etc) une hyperthermie qui, au-delà d’un certain
seuil, accélère toutes une série de processus chimiques, notamment les cycles de
fermentations déjà favorisées par d’autres conditions présentent dans le milieu estuarien
(microflore bactérienne, vase riche en sulfure de fer, résidus dégradés de pollution).
De tels phénomènes pourraient avoir des conséquences néfastes sur la communauté
biologique si l’intervention d’autres facteurs ou le comportement des espèces n’en
contrebalançaient pas les effets défavorables. Elkaim (1972) observe une importante
destruction de Tictibranches (Aplysia dipilans) dus à l’insolation dans les hautes cuvettes du
platier de Salé (estuarien de Bouregreg).
I.3.5. Vent
La rose du vent indique une dominance des vents marins du secteur Ouest et SudOuest ce qui fait ressortir le caractère océanique du climat. Ces vents marins alternent près de
la côte, en été, avec le Chergui et le Foehn, d’origine continentale, qui souffle de l’Est et du
Nord. Au large et à l’entrée du fleuve, les vitesses et directions des vents conditionnent dans
une large mesure les directions des courants marins et la direction de la houle.
I.3.6. Aperçu pédologique
Les sols du Rif et du prérif sont, à cause de la forte érosion dans cette région, le plus
souvent jeunes et peu développés. La nature des roches mères détermine donc la répartition
des sols. Cependant à divers endroits, du sol et dépôts quaternaires ancien sont préservés, se
sont essentiellement les « sols rouges méditerranéenne» et des encroûtements calcaires
(Schoen, 1969).
I.4. Population urbaine et rurale
La province de Larache compte 19 communes et municipalités. Elle comptait en 2004,
472 mille habitants dont 219 milles dans les communes et les centres urbains et 252 milles
dans les communes rurales. Le taux d’urbanisation se situait à 46,5%.
Le nombre de ménages recensés en 2004 s’est élevé à 89 944, répartis en 46 848
ménages urbains et 43 096 ménages ruraux. Les ménages citadins représentaient 52,1% de
l’ensemble des ménages de la province. La répartition en pourcentage des ménages selon le
21
nombre de personnes dans le ménage se caractérise par une nette concentration autour des
ménages de 5 personnes.
Selon la résidence, on remarque que les ménages ruraux sont relativement de plus
grande tailles : les ménages de 7 personnes et plus représentent plus de 43% en milieu rural
pour moins de 28,6% en milieu urbain.
La municipalité de Larache qui représente administrativement la ville de Larache,
comptait lors du RGPH de 2004 une population de 107371 habitants représentant ainsi un
poids démographique de 22,7% par rapport à l’ensemble de la province de Larache (Tableau
I.7). Cette population s’est accrue de 1.7% en moyenne au cours des 10 dernières années.
C’est le taux d’accroissement le plus fort au niveau de la province de Larache. La
municipalité compte 23399 ménages d’une taille moyenne de 4,59 personnes (Tableau I.8).
Tableau I.7 : Données démographiques de la municipalité et la province de Larache (RGPH,
2004).
1994
2004
2010
2020
Province de Larache
431476
472386
498771
546062
Municipalité de Larache
90400
107371
118799
155578
Poids dans la province
21,0 %
22,7 %
23.8 %
28,5 %
Tableau I.8 : Données démographiques de la municipalité de Larache (RGPH, 2004).
Municipalité de Larache
1994
2004
2010
2020
Population
90400
107371
118799
155578
Ménages
18091
23399
26400
36181
Taille de ménage
5,00
4,59
4,50
4,30
I.5. Situation géographique de nos stations de prélèvement et sources de
pollution locale de l’estuaire du bas Loukkos
Le barrage de Garde du Loukkos (photo 1), qui a été construit en 1981, est un ouvrage
de compensation du barrage Oued Al Makhazine. Il a été prévu pour répondre à un double
objectif : premièrement profiter au mieux du schéma d'aménagement global de la basse vallée
du Loukkos et en particulier pour harmoniser les intérêts énergétiques et agricoles en perdant
le moins d'eau possible et deuxièment constituer une bâche de pompage pour les besoins
agricoles et empêcher la remontée des eaux salées en provenance de l'océan à l'intérieur du
périmètre irrigué d'une superficie de 35.000 ha.
22
Photo 1 : Barrage de garde sur l’Oued Loukkos
I.5.1. Sources de pollution en amont de l’estuaire du bas Loukkos
Les sources de pollution en amont de l’estuaire du bas Loukkos sont deux types :
Les sources de pollution permanentes :
- Les rejets des rizicultures (photo 2).
- Les eaux usées ménagères qui sont déversées dans les fosses septiques.
Photo 2 : Rejets des rizicultures.
Les sources de pollution non permanentes :
L’utilisation des motopompes par des riverains pour l’irrigation a causé plusieurs fois
l’apparition de flaques d’huile au niveau de la prise d’alimentation en eau potable suite aux
vidanges des motopompes qui sont effectuées directement dans l’Oued Loukkos.
I.5.2. Sources de pollution en aval de l’estuaire du bas Loukkos
Après la visite des différents rejets se déversant directement dans l’estuaire, il ressort
ce qui suit :
23
Une dizaine de rejets secondaires caractérisés par des débits très faibles.
Des rejets industriels : celui d’usines agroalimentaire de conserverie, de congélation et
de farine de poissons et usine d’emballage.
Courantologie : la côte atlantique marocaine est soumise à des upwellings
intermittents, dont les eaux sont généralement riches en éléments traces (Bruland et al., 1983).
I.5.3. Lutte contre la pollution
Dans le cadre de la protection de l’environnement et du cadre de la vie de la ville de
Larache et de ses environs, la préfecture, la municipalité et les industries de la ville, ont
décidé de mener une étude de lutte contre la pollution notamment industrielle. En effet, le
problème de la pollution industrielle à la ville de Larache mérite une attention particulière.
Des solutions adéquates devraient être trouvées pour y faire face afin de sauvegarder le milieu
naturel et l’environnement de cette ville et d’améliorer le cadre de vie des citoyens à côté
d’une zone industrielle de plus en plus dense.
C’est ainsi qu’il a été décidé de mener des études et des missions pour évaluer le degré
de pollution actuel de la ville et de ses environs, d’élaborer et de mettre en œuvre un plan de
lutte contre la pollution industrielle, en permettant à la commune de former une cellule antipollution qui assurera progressivement le contrôle et la surveillance continue des différentes
sources de pollution. Cette cellule deviendra à terme, le gradient qui veillera à l’application de
la charte de protection de l’environnement de la préfecture de la ville de Larache.
24
II.1. Présentation de la zone d’étude
Pour la réalisation de ce travail et tenant compte des diverses activités recensées dans
la zone (industries agro-alimentaire, pêcheries, eaux usées domestiques et agricoles), cinq
stations, réparties le long de l’estuaire, ont été retenues (figure 7) et définies comme suit :
- Station 1 Dhiria : située au niveau du barrage de garde à 21 km de l’embouchure. Elle reçoit
les eaux de drainages des rizicultures situées en amont.
- Station 2 Ain Chouk : située à 16 km de l’embouchure.
- Station 3 Baggara : elle est distante de 9 km de l’embouchure et est caractérisée par un
surpâturage, une bonne extension de terrains agricoles et la coupe de végétation.
- Station 4 Grangha : à 3 km de l’embouchure, elle reçoit les rejets urbains et industriels de la
ville de Larache.
- Station 5 Port de Larache : située au niveau de l’embouchure du Loukkos.
Les coordonnées géographiques des stations de l’estuaire et leurs caractéristiques sont
présentées sur le Tableau II.1.
Tableau II.1 : Coordonnées géographiques des stations de l’estuaire du bas Loukkos.
S1
S2
S3
S4
S5
Latitude
35° 09' 11"
35° 10' 21"
35° 10' 46"
35° 12' 39"
35° 12' 03"
Longitude
-6° 05' 20"
-6° 05' 36"
- 6° 06' 59"
- 6° 06' 54"
- 6° 09' 09"
X Lambert
437218.71
436828.00
434732.66
434883.06
431459.89
Y Lambert
505710.85
507870.98
508655.67
512137.63
511052.07
25
Figure 7 : Localisation des stations d’études sur l’estuaire du bas Loukkos.
II.2. Echantillonnage
Pour évaluer le degré de contamination métallique de l’estuaire du bas Loukkos,
plusieurs prélèvements ont été réalisés dans les différentes stations suscitées pour l'analyse
des métaux dans les sédiments, l’eau et les poissons. Les métaux recherchés dans ces trois
matrices : sédiments, eaux et poissons où Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd sont recherchés.
Les prélèvements d'échantillons ont été effectués dans des conditions très favorables.
En règle générale, les échantillons prélevés ont été conditionnés et transportés à la
température de 4°C jusqu'au laboratoire.
Les cinq stations choisies ont été visitées par une seule reprise. Cette période
d'échantillonnage s'est traduite par six compagnes de prélèvement de sédiments et de l’eau et
sept campagnes de prélèvement de poissons (3 pour Aa et 4 pour [PA, SP, DV, LR et BC])
(Tableau II.2). Les différents échantillons sont destinés au laboratoire pour l'étude de la
contamination métallique.
26
Tableau II.2 : Campagnes de prélèvements.
Poissons (n=415)
AA
PA SP DV LR BC
+
+
+
+
mars-06
+
+
+
+
mai-06
+
+
+
+
juil-06
+
sept-06
+
nov-06
+ + + + +
+
+ + + + +
janv-07
+
+ + + + +
+
+
mars-07
+
+ + + + +
+
+
mai-07
+
+
juil-07
Nombre Cies
8 Cies 6 Cies (1) 6 Cies (1) 3 Cies (15)
4 Cies
Nombre d’échantillons
n=30
n=30
n=225
n=190
Mois
PPC
Sédiment
Eau
Remarque : PPC : paramètres physico-chimique / Cies : campagnes / PA : Pagellus acarne, SP : Sardina pilchardus, DV : Diplodus vulgaris,
LR : Liza ramada et BC : Barbus callensis.
Les dates de prélèvement des échantillons d’eau de l’estuaire du bas Loukkos lors de
la marée haute et de la marée basse durant l’année 2006/2007 sont représentées dans le
Tableau II.3.
Tableau II.3 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à (MH et MB).
Stations
Station 1
Station 2
Station 3
Station 4
Station 5
03/2006
MB
MB
MH
MH
MH
05/2006
MB
MB
MB
MH
MH
07/2006
MH
MH
MB
MB
MB
09/2006
MB
MB
MH
MH
MH
11/2006
MH
MH
MB
MB
MB
01/2007
MH
MH
MB
MB
MB
03/2007
MB
MB
MH
MH
MH
05/2007
MB
MB
MB
MH
MH
MB : marée basse ; MH : marée haute.
II.3. Préparation des échantillons et leur conservation
II.3.1. Mesure des paramètres physico-chimiques de l’eau
II.3.1.1. Relevés effectués sur le terrain
II.3.1.1.1. Température
Les relevés de la température de l’eau ont été effectués à l’aide d’un thermomètre à
mercure graduée au 1/10 de degré Celsius.
II.3.1.1.2. Salinité (Sa)
Les mesures de la salinité (exprimée en g/l) ont été réalisées à l’aide d’un salinomètres
de type YSI (modèle 33) ; S.C.T Meter.
27
II.3.1.1.3. Conductivité (Ce)
Les mesures de la conductivité (exprimées en mS/cm) ont été effectuées à l’aide d’un
conductimètre de type YSI (modèle 33) ; S.C.T Meter. Les valeurs relevées ont été corrigées à
20°C selon la méthode de Rodier.
II.3.1.1.4. Oxygène dissous (OD)
Exprimé en mg/l, c’est un paramètre qui a été mesuré sur le terrain à l’aide d’un
oxymètre ORION Research, Lonalyser modèle 607 A avec électrode spécifique O2.
II.3.1.1.5. Potentiel hydrogène (pH)
Les mesures ont été faites à l’aide d’un pH-mètre ORION Research, ionalyeser
modèle 607 avec électrode spécifique ORION pH 91-05.
II.3.1.2. Analyses effectuées au laboratoire
II.3.1.2.1. Matière en suspension (MES)
Les matières en suspension sont déterminées par filtration sur filtre millipore : puis
pesées un séjour de 24 H à 110°C (RODIER, 1976). Elle est exprimée en mg/l.
II.3.1.2.2. Carbone Organique Total (COT)
Le carbone organique total est déterminé par filtration sur filtre millipore : puis pesés
un séjour de 24 H à 110°C (RODIER, 1976). Il est exprimé en mg/l.
II.3.1.2.3. Nitrates (NO3)
C’est la quantité des ions NO3- (mg/l) présents dans un litre d’eau. En présence de
salicylate de sodium. L’échantillon à analyser est évaporé à sec puis dissout dans l’acide
sulfurique concentré, donnant du paranitro-salicylate de sodium coloré en jaune dont
l’intensité est proportionnelle aux teneurs en nitrates dans l’eau (norme AFNOR T90-012 ;
1952).
II.3.1.2.4. Demande chimique en oxygène (DCO)
Elle est exprimée en mg/l d’O2. Le dosage a été effectué par le sel de Mohr après
chauffage à reflux pendant 2 heures (norme AFNOR T90-101 ; 1988).
II.3.1.2.5. Demande biologique en oxygène (DBO5)
C’est la quantité d’oxygène dissous consommée par les micro-organismes, à
l’obscurité à 20°C pendant 5 jours (DBO5). Elle est déterminée par la méthode manométrique
(respiromètre à pression constante GILSON) (norme AFNOR T90-103 ; 1975).
II.3.2. Prélèvement des sédiments, des eaux et poissons pour l’analyse des ETM
II.3.2.1. Sédiments
28
Durant l’année 2006/2007, 30 échantillons de sédiments superficiels ont été prélevés
trimestriellement (mars, mai et juillet) (tableau II.2), au niveau des cinq stations réparties le
long de l’estuaire. Séchés à l’étuve pendant 48 heures à 80°C et tamisés dans un tamis à
maille inférieur à 100 µm. 0,3 g de ces sédiments ont été minéralisés à 120°C pendant 4
heures en présence de 4 ml d’acide fluorhydrique et 2 ml d’un mélange acide chlorhydrique et
acide nitrique (Meyerson et al., 1981 ; Rauret et al., 1988 ; Thomas et al., 1994 ; Tahiri et al.,
2005).
II.3.2.2. Eau
Les prélèvements mensuels d’eau ont été effectués dans des flacons en polyéthylène
inerte chimiquement avec capsules de fermeture préalablement lavés et rincés par l’eau de
l’estuaire. Les échantillons prélevés (n=30 ; Tableau II.2) ont été filtrés à travers un filtre à
membrane de 0,45 µm, acidifié avec 2 ml de concentré HNO3 et stockés à température
ambiante jusqu'à l'analyse.
II.3.2.3. Poissons
Quatre cent quinze échantillons d'organes de poissons ont été prélevés en collaboration
avec les pêcheurs. L'ensemble des espèces recueillis est considéré sans distinction, afin de
déterminer la variabilité interspécifique. Les échantillons pris ont été placés dans des sachets
en plastique et conservés à 4°C (Tableau II.2).
Dans cette étude, trois espèces de poissons Pagellus acarne, Sardina pilchardus,
Diplodus vulgaris ont été prélevées dans la côte atlantique marocaine, alors que Liza ramada,
Barbus callensis et AA dans l’estuaire du bas Loukkos (Tableau II.2). Les échantillons des
poissons ont été prélevés par des méthodes standard utilisées en ichtyologie (la longueur
standard et le poids ont été mesurés par des balances ; Tableau II.4).
Les échantillons des branchies, foie et muscles de poisson ont été obtenus à partir du
corps de poissons dans la partie dorsale, sans peau ni os. Alors que le corps entier a été obtenu
pour les civelles. Le tout a été conservé à -18°C. Pour l'analyse, deux grammes de chaque
échantillon de ces organes ont été dissous dans une solution de l'acide nitrique (HNO3 : H2O =
2 : 1) à 130°C pendant 2 heures.
Les particules non dissoutes furent filtrées et diluées dans 25 ml de solution d’acide
nitrique. Les analyses ont été effectuées à l’aide d’un spectrophotomètre Perkin Elmer 3100
au Laboratoire d’Ecotoxicologie de l’Institut National d’Hygiène (INH) de Rabat (Auger,
1989).
29
Les teneurs des métaux lourds présentées en mg/kg du poids frais pour toutes les
espèces sauf l’espèce AA (en poids sec) ont été comparées aux valeurs de référence
européennes qui limitent les seuils de toxicité respectifs dans l’alimentation humaine comme
suit : Pb=0,5 et Cd=0,1 (C.E., 2002).
Tableau II.4 : Caractéristiques biométriques des poissons étudiées.
Longueur Standard (cm)
Poids (g)
poissons N=415 Moyenne±Ecart-type Min-Max Moyenne± Ecart-type
PA
30
14,83±6,84
7−34
30,53±16,08
SP
30
23,33±4,95
16−35
44,00±18,35
DV
30
22,33±5,14
14−31
35,53±9,68
LR
60
16,56±4,76
10−29
42,26±10,20
BC
40
18,53±5,08
10−29
41,26±11,95
AA
225
7,5±0,2
4−9
0,16±5,01
Min-Max
10−74
22−96
18−57
28−62
26−76
0,3−0,8
II.3.2.4. Dosage des métaux lourds des différents prélèvements
Les dosages des métaux dans les trois matrices ont été effectués sur les minéralisats
après dilution. Le Cu, le Cr, le Pb et le Cd ont été dosés par spectrométrie d’absorption
atomique (SAA, AWG 120) à four et dans le cas du Fe et du Zn par SAA (VARIAN AA 240
Z) à flamme.
II.3.2.5. Contrôle de qualité
La validité des méthodes analytiques a été vérifiée par contrôle interne à l’aide
d’échantillons standards (sédiment : CRM-277, Community Bureau of Reference ; fish:
DORM-2, National Research Council ; and seawater : CASS-3, National Research Council
Canada). Des échantillons de sédiments, d’eau et de poissons de référence certifiée de
différentes agences, ont été analysés pour vérifier l’exactitude de notre résultat (Tableau II.5).
30
Tableau II.5 : Valeurs trouvées et certifiées provenant de l’Agence International de l’Energie
Atomique (IAEA. 433) au niveau du sédiment, eaux marines et estuariennes adjacentes et par
DORM2 au niveau des poissons.
Sédiments
Valeurs trouvées
Valeurs certifiées
Fe (g/kg)
38 ± 2,6
40,8 ± 1,9
Zn (µg/g)
96 ± 4
101 ± 8
Cu (µg/g)
28 ± 1,2
30,8 ± 2,6
Cr (µg/g)
145 ± 3,7
136 ± 10
Pb (µg/g)
28,5 ± 1,3
26 ± 2,7
Cd (µg/g)
0,127 ± 0,09
0,153 ± 0,033
Eau
Valeurs trouvées
Valeurs certifiées
Fe (g/kg)
0.722±0,067
0,713±0,058
Zn (µg/g)
0.393±0,011
0,381±0,057
Cu (µg/g)
0.621±0,016
0,592±0,055
Cr (µg/g)
0.141±0,018
0,144±0,029
Pb (µg/g)
0.011±0,001
0,0098±0,0036
Cd (µg/g)
0.026±0,002
0,026±0,003
Poissons
Valeurs trouvées
Valeurs certifiées
Fe (g/kg)
Zn (µg/g)
24,11 ± 0,9
25,6 ± 2,3
Cu (µg/g)
2,39 ± 0,15
2,34 ± 0,16
Cr (µg/g)
33,8 ± 1,65
34,7 ± 5,5
Pb (µg/g)
0,070 ± 0,009
0,065 ± 0,007
Cd (µg/g)
0,051 ± 0,010
0,34 ± 0,008
II.3.2.6. Analyse statistique
Le traitement de l’ensemble de données par ACP, AFD et ANOVA a été réalisé avec
le logiciel XL-STAT. Une analyse de variance (ANOVA) a été appliquée également en
utilisant le même logiciel pour tester la signification des différences des paramètres
hydrologiques entre les stations d’une part, et entre les mois d’autre part (Sokal et Rohlf,
1995).
31
32
I.1. Introduction
Les études portant sur la qualité du milieu littoral national montrent que la partie
comprise entre Larache et Essaouira connaît toutes les formes de pollution. En effet, cette
zone concentre plus que la moitié de la population, avec un maximum de densité urbaine de
l’ordre de 1800 habitants par km2 à Casablanca et une concentration industrielle importante
(70% des entreprises recensés sont installées dans l’axe Kenitra-Safi). Toutefois, cette
pollution reste localisée au niveau des agglomérations urbaines, des points de rejets des
établissements industriels côtiers et des estuaires des différents cours d’eau qui drainent le
long de leurs parcours tous les effluents d’eaux usées domestiques, industrielles et agricoles
provenant des sites traversés (Orbi et al., 1998).
Nous nous sommes intéressés dans ce travail à la qualité des eaux superficielles par le
suivi et l’analyse des paramètres physiques et chimiques au niveau des différentes stations
prospectées tout en mettant l’accent sur l’effet de la dynamique marégraphique de cette
dernière.
I.2. Evaluation spatio-temporelle des paramètres physico-chimiques de la
qualité de l’eau
Les résultats des analyses réalisées durant les années 2006 et 2007 sont représentés
dans le Tableau I.1 et les figures 8-18.
33
Tableau I.1 : Caractéristiques hydrologiques de l’estuaire du bas Loukkos durant l’année
06/07 (moyenne±écart-type, valeurs limites).
S1
S2
S3
S4
S5
22,40±3,92
22,25±3,24
22,87±3,96
21,31±2,72
20,31±2,65
Ta (°C)
(27,78−5,10) (26,80−16,80) (26,90−15,40) (25,40−17,00) (24,70−16,50)
23,17±4,63
23,00±4,53
23,50±4,40
22,05±4,12
21,09±4,03
Te (°C)
(28,30−4,30) (29,70−14,80) (28,90−15,01) (27,50−15,00) (27,00−15,02)
7,76±0,45
7,65±0,40
7,58±0,27
7,81±0,38
7,82±0,23
pH
(8,44−7,22)
(8,52−7,25)
(7,83−7,10)
(8,30−7,02)
(8,02−7,40)
6,08±2,05
12,27±3,55
21,58±6,42
27,21±3,94
33,54±1,12
Sa ‰
(8,70−2,60)
(18,50−8,20) (31,00−12,50) (34,10−22,20) (34,80−31,70)
Ce
0,84±0,27
11,64±8,38
19,84±11,80
30,23±12,62
44,58±7,29
(mS/cm)
(1,49−0,59)
(27,50−0,79) (48,10−10,51) (52,20−13,10) (54,70−36,40)
OD
6,43±2,86
7,33±3,34
8,21±3,87
8,75±4,39
8,68±4,56
(mg/l)
(11,1−2,17)
(12,30−4)
(13,60−3,5)
(15,00−2,5)
(15,40−2,95)
MS
73,27±29,14
55,49±25,26
53,79±19,26
55,59±26,65
42,28±28,57
(mg/l)
(108,00−31,20) (86,00−12,85) (80,00−29,45) (82,00−10,56) (81,00−14,30)
CO
8,33±1,56
8,88±2,54
9,06±5,08
11,83±8,48
19,96±10,55
(mg/l)
(10,50−6,30)
(12,14−5,20) (15,40−3,10) (24,60−3,70) (33,40−3,50)
2,40±4,24
2,19±1,93
2,98±4,23
5,04±5,25
4,89±5,88
NO (mg/l)
(12,80−0,38)
(5,70−0,67)
(12,40−0,13) (13,80−0,80) (13,50−0,27)
DC
20,28±9,34
20,91±7,34
37,31±36,22
27,60±14,49
26,76±12,30
(mg/l)
(38,40−10,00) (30,50−11,60) (98,20−10,50) (50,00−9,70) (46,70−12,30)
DB
8,47±4,08
9,86±4,26
11,82±7,85
5,75±2,87
10,67±7,81
(mg/l)
(13,10−2,29)
(16,90−3,71) (24,40−3,90) (11,50−2,78) (23,50−2,80)
Sa : salinité, OD : oxygène dissous ; MS : matière en suspension ; CO : carbone organique total ; NO : nitrate ; DC : demande chimique en
oxygène; DB : demande biologique en oxygène ; S : station.
I.2.1. Température de l’air (Ta)
La température est un facteur abiotique très important. Sa mesure est nécessaire
puisqu’elle joue un rôle dans la solubilité des gaz, la dissociation des sels dissous et la
détermination du pH (Rodier, 1984).
L’évolution saisonnière de la température de l’air (figure 8) montre des variations
spatiales similaires (l’écart thermique intersaisons ne dépasse pas les 28°C). La température
maximale (27,80°C) a été enregistrée pendant la saison chaude (novembre-06) et la
température minimale (15,10°C) a été obtenue pendant la saison froide (janvier-07). Ceci
reflète bien l’influence du climat régional.
Les valeurs de la température sont maximales en été et minimales en hiver, sont
voisines à celles qui ont été soulignées dans les travaux antérieurs (El Blidi et Fekhaoui,
2003 ; Hatje, 2003 ; Malki et al., 2003 ; Fekhaoui, 2005 ; Yurkovskis et al., 2007 ; El Morhit
et al., soumis). On retrouve dans l’évolution générale de la température, les caractères
particuliers aux milieux des estuaires. Des températures minimales ont été relevées en janvier
34
2007 et mars 2006 pendant les deux cycles. Alors que les températures maximales ont été
enregistrées pendant le mois de juillet et novembre 2006. Elles peuvent différer sensiblement
entre la pluie et la basse mer en raison des différences des hauteurs des eaux à ces deux
périodes et des circonstances atmosphériques. Les écarts maximaux surviennent en hiver et en
été. Tandis qu’au début du printemps, les températures tendent à s’équilibrer avant de
s’inverser.
S1
S4
30
S2
S5
S3
Max
Moy
25
25
20
20
T(°C) Air
T(°C) Air
Min
30
15
10
15
10
5
5
m
ar
s06
m
ai
-0
6
ju
il06
se
pt
-0
6
no
v06
jan
v07
m
ar
s07
m
ai
-0
7
0
Mois
0
S1
S2
S3
S4
S5Stations
Figure 8 : Evolution spatio-temporelle de la température de l’air et celles des teneurs
minimales, moyennes et maximales de ce paramètre.
I.2.2. Température de l’eau (Te)
La température de l’eau de surface au niveau de l’estuaire présente une augmentation
de l’aval vers l’amont, remarquée par les deux états de marée (haute et basse). La même
remarque a été faite par Cheggour (1988) ; Lemine (1993) ; El Hachadi (1999), Cherkaoui
(2006) et El Morhit et al. (2008) qui ont constaté un gradient croissant de l’aval vers l’amont.
Ce gradient est dû à l’insolation et à la faible profondeur en amont de l’estuaire (figure 9).
L’évolution de la température d’un cours d’eau reste liée d’une part aux conditions
locales telles que le climat régional, la topographie, la durée de l’ensoleillement, le débit et la
profondeur (Mc Neely et al., 1980) et d’autre part aux rejets éventuels d’eau chaude
provenant soit des centrales électriques soit des usines utilisant l’eau comme moyen de
refroidissement.
La température de l’eau est un paramètre d’une importance majeure dans la vie des
écosystèmes aquatiques. Elle a une influence sur plusieurs processus physiques, chimiques et
biologiques (Barbe, 1981).
35
Les résultats de la figure 9 montrent des variations spatio-temporelles similaires pour
toute la période d’étude. L’amplitude de la variation entre les campagnes ne dépasse en aucun
cas 30°C.
Par ailleurs, l’effet de la marée est très présent au niveau de cet estuaire. La remontée
des eaux marines, enregistrée lors des campagnes réalisées à MH, entraîne une baisse de la
température liée à la fraîcheur des eaux marines. Le même phénomène a été décrit par Jadal
(2002) pour l’estuaire d’Om Rbia où l’évolution spatiale de ce paramètre se caractérise par un
gradient décroissant amont-aval.
Quant aux variations spatiales, aucune différence significative n’a été relevée. Les
écarts enregistrés ne sont dus en fait qu’au décalage horaire journalier entre les différents
points de prélèvement c’est la raison pour laquelle le profil spatial ne présente pas de
différence significative entre les différentes stations. La moyenne qui est de l’ordre de 22 °C
reste liée aux conditions locales (climat, durée d’ensoleillement, débit) (MC Neely, 1980).
Ces concentrations sont similaires à celles trouvées dans d’autres sites (Jadal, 2002 ; Hatje,
2003). Cette situation pourrait s’expliquer par l’aménagement hydraulique du bassin versant
du bas Loukkos (El Morhit et al., soumis). Comparée à d’autres études, la température de
l’eau de l’estuaire du bas Loukkos est faible par rapport à celle trouvée dans la rivière de
Ganges où elle fluctue de 15 à 35 °C, suggérant que cette augmentation est due aux influences
naturelles et anthropiques (Sarkar et al., 2007).
35
S1
S4
S2
S5
S3
30
Max.
Moy.
30
25
T(°C) Eau
T(°C) Eau
Min.
35
20
25
20
15
15
m
ar
s06
m
ai
-0
6
ju
il0
se 6
pt
-0
6
no
v0
jan 6
v0
m 7
ar
s07
m
ai
-0
7
10
Mois
10
S1
S2
S3
S4
S5 Stations
Figure 9 : Evolution spatiotemporelle de la température de l’eau et celles des teneurs
36
I.2.3. Salinité (Sa)
La salinité explique la chlorosité de l’eau qui est le pourcentage de chlorure dans
l’eau. Les chlorures existent dans toutes les eaux à des concentrations très variables dont
l’origine peut être une percolation à travers les terrains salés, des infiltrations des eaux
marines dans les nappes phréatiques ou profondes, des rejets humains (urines), des industries
extractives (industries pétrolières, houillères…) et surtout les industries de sel (saline), de la
soude et de la potasse (Bremond et Perrodon, 1979).
Selon la subdivision de Boeuf (1941 in Cherkaoui, 2006), on distingue 5 secteurs
d’après la salinité. Le facteur salinité contrôle la répartition de la faune, de la flore et des
minéraux.
•
Secteur marin > 30 g/l.
•
Secteur marin prépondérant (30-25 g/l).
•
Secteur fluvio-marin (25-10 g/l).
•
Fluvial prépondérant (10-2 g/l).
•
Fluvial (2-0,5 g/l).
En se basant sur la salinité, on a constaté que l’estuaire présente actuellement de l’aval
vers l’amont les secteurs suivants :
•
Secteur marin > 30g/l correspond à la station 5.
•
Secteur marin prépondérant (30-25 g/l) correspond à la station 4.
•
Secteur fluvio-marin (25-10 g/l) correspond aux stations 2 et 3.
•
Fluvial prépondérant (10-2 g/l) correspond à la station 1.
37
40
S1
S4
S2
S5
S3
Max.
Moy.
35
35
30
Salinité (g/l)
30
Salinité en g/l
Min.
40
25
20
15
10
25
20
15
10
5
5
m
ar
s06
m
ai
-0
6
ju
il0
se 6
pt
-0
no 6
v0
jan 6
v0
m 7
ar
s0
m 7
ai
-0
7
0
Mois
0
S1
S2
S3
S4
S5 Stations
Figure 10 : Evolution spatiotemporelle de la salinité et celle des teneurs minimales, moyennes
et maximales de ce paramètre.
La salinité varie dans le même sens de la minéralisation. L’évolution spatiotemporelle
de la salinité au niveau de l’estuaire permet de déceler des différences des teneurs très
significatives entre les divers points de prélèvement (Figure 10). Les valeurs moyennes
varient de 6,08 à 33,54 g/l. Les teneurs les plus importantes s’observent principalement au
niveau des stations avales soumises directement aux influences marines avec des valeurs
pouvant atteindre jusqu’à 30 g/l de salinité à MB et 45 g/l à MH. Cette augmentation est en
rapport avec la richesse des eaux en chlorure suite à la remontée des eaux marines à MH.
Cette influence s’atténue cependant au niveau de la S1 sous l’effet de la dilution des eaux
amont de l’estuaire du bas Loukkos.
La variation mensuelle de la salinité montre que les teneurs en sels les plus élevées
sont enregistrées en été. L’augmentation de la salinité en été est de l’ordre de 33,54 ‰ et
résulte d’une importante évaporation de l’eau due à la température élevée durant cette saison.
Les teneurs minimales sont enregistrées en automne et en hiver et sont de l’ordre de 6,08 ‰.
La diminution de la salinité à partir de l’automne est due principalement à la chute de la
température et à l’arrivée des eaux douces continentales qui sont en liaison avec l’abondance
des pluies qui diluent l’eau de mer. Les concentrations de la salinité trouvées dans notre
études sont faibles par rapport à celles obtenues dans les études antérieures, où elles varient de
24,7 ‰ à 35,7‰ (Kaimoussi, 2002).
Les valeurs moyennes extrêmes de la salinité enregistrées au cours des différentes
campagnes sont relativement élevées par rapport à celles déterminées dans d’autres sites
(Sarkar et al., 2007). Sarkar et al., (2007) ont expliqué cette situation par l’influence des
38
apports naturels ainsi que par des apports anthropiques. D’autres auteurs ont trouvé que la
concentration de la salinité est voisine à celle trouvée dans notre étude (Snoussi, 1984 ;
Fekhaoui, 2005). Ce phénomène s’explique par l’influence de la dynamique marégraphique et
les eaux douces (El Morhit et al., soumis).
I.2.4. Conductivité (Ce)
La conductivité d’une eau est un indicateur des changements de la composition en
matériaux et leur concentration globale. Elle est proportionnelle à la qualité de sels ionisables
dissous (Nisbet et Verneau, 1970). Elle renseigne sur le degré de minéralisation globale des
eaux superficielles. Des températures élevées agissent sur la conductivité électrique par action
sur la mobilité des sels (Dussart, 1966). Les eaux naturelles servent comme solvant d’un
nombre considérable de solutés, qui en solutions aqueuses sont soit complètement associées
en ions ou partiellement ionisées. Une conductivité élevée traduit soit des pH normaux, soit le
plus souvent une salinité élevée (Bremond et Perrodon, 1979).
Les résultats présentés dans notre étude montrent que les valeurs enregistrées oscillent
entre 0,79 mS/cm (S2) pendant le mois de novembre 2006 et 54,7 mS/cm (S5) pendant le
mois de septembre de la même année.
La minéralisation globale de l’eau de l’estuaire du bas Loukkos montre des différences
importantes entre les valeurs minimales et maximales, principalement au niveau des stations
avales S4 et S5 dues aux influences d’origines marines lors des marées hautes définissant un
gradient de minéralisation amont-aval (Figure 11).
Au niveau des stations avales (S4 et S5) de l’estuaire du bas Loukkos, les variations de
la conductivité sont très liées à celles de la marée. C’est ainsi qu’à MH (campagnes :
novembre, janvier, mars et mai) nous assistons à un enrichissement ionique (chlorures)
appréciables des eaux qui influencera par conséquent les valeurs de la minéralisation.
Une influence terrestre tout à fait à l’amont, où la nature géologique salifère et
gypsifère qui caractérisent les stations amont principalement se fait sentir au niveau de la
station S2.
Les valeurs moyennes de la conductivité relevées dans l’ensemble de l’écosystème
sont élevées par rapport à celles relevées dans la station de Babughat et port de Diamond de la
rivière de Ganges (Sarkar et al., 2007) où elles fluctuent entre 0,8 et 3,9 mS/cm, dans
l’estuaire de Sebou (Malki et al., 2008) entre 0 et 29 mS/cm et dans la rivière de Sebou
(Mergaoui et al., 2003) entre 1 et 1,4 mS/cm.
39
60
S1
S4
S2
S5
S3
Max.
Moy.
50
Conductivité (mS/cm)
50
Conductivité en mS/cm
Min.
60
40
30
20
10
40
30
20
10
0
m
ar
s06
m
ai
-0
6
ju
il0
se 6
pt
-0
6
no
v0
jan 6
v0
m 7
ar
s07
m
ai
-0
7
0
Mois
S1
S2
S3
S4
S5 Stations
Figure 11 : Evolution spatiotemporelle de la conductivité et celle des teneurs minimales,
moyennes et maximales de ces paramètres.
I.2.5. Oxygène dissous (OD)
L’oxygène est l’un des paramètres particulièrement utile pour l’eau et constitue un
excellent indicateur de la qualité. Sa présence dans les eaux de surface joue un rôle
prépondérant dans l’autoépuration et le maintient de la vie aquatique. Cependant, sa présence
dans les eaux urbaines est considérée comme gênante du fait de la possibilité de la corrosion
des distributeurs métalliques (M.C Bride et Rutherford, 1983).
L’oxygène est l’un des facteurs fondamentaux de la vie. Il entre pour 21% dans la
composition de l’air atmosphérique, et représente 35% environ des gaz dissous dans l’eau à
pression normale (Bremond et Perrodon, 1979).
18
S1
S4
S2
S5
S3
Max.
Moy.
16
16
14
14
12
12
OD (mg/l)
OD en mg/l
Min.
18
10
8
6
10
8
6
4
4
2
2
m
ar
s06
m
ai
-0
6
ju
il0
se 6
pt
-0
6
no
v0
jan 6
v0
m 7
ar
s07
m
ai
-0
7
0
Mois
0
S1
S2
S3
S4
S5 Stations
Figure 12 : Evolution spatiotemporelle de l’oxygène dissous et celle des teneurs minimales,
moyennes et maximales de ce paramètre.
40
Les résultats spatiotemporels de la figure 12 montrent un faible taux d’oxygène avec
une valeur de 2,5 mg/l enregistrée dans la S4 pendant le mois de mars 2006 et pendant le mois
de mars de la même année on note un maximum de l’oxygène avec une valeur de 15,4 mg/l
enregistrée dans la S5. L’allure des courbes de variation spatio-temporelle de l’oxygène
dissous pour toutes les stations est identique sauf la station 1 où on note une faible teneur en
oxygène pendant le mois de juillet 2006.
Dans l’ensemble du site, la concentration de l’oxygène dissous est relativement faible
vis-à-vis des valeurs habituellement obtenues dans d’autres estuaires (El Blidi et Fekhaoui,
2003). Le taux qui a été trouvé dans notre étude (figure 12) est voisin à celui déterminé par
Fekhaoui (2005), il varie entre 6−9 mg/l. Fekhaoui (2005) a expliqué ce taux par l’élévation
anormale de la température qu’a connu l’estuaire au début de l’année 2005. En plus, El
Morhit et al., (2008) ont expliqué la concentration de l’oxygène par le mouvement de la
marée qui engendre un brassage continue de la masse d’eau et par conséquent un
enrichissement de la phase dissoute en oxygène. D’autres études ont trouvé que la
concentration de l’oxygène est faible et dépend de la dynamique marégraphique (Hatje, 2003 ;
Malki et al., 2003 ; Yurkovskis et al., 2007). L’évolution spatio-temporelle de la teneur de
l’oxygène dissous au niveau de l’estuaire du bas Loukkos, montre que la charge en matière
organique biodégradable d’origine domestique, industrielle et agricole rejetée et accumulée,
contribue à une chute sensible de l’oxygénation du milieu et surtout dans la station 3 de notre
étude. Les apports excessifs en matières organiques fermentescibles rejetées par les égouts de
la ville de Larache susceptibles d’être oxydés, se traduisent par une consommation accrue de
l’oxygène et d’une baisse intermédiaire de sa teneur.
Dans notre étude, l’évolution saisonnière de l’oxygène dissous montre des
concentrations plus élevées dans la saison estivale que celles dans la saison hivernale. Ceci est
en désaccord avec les études antérieures, suggérant qu’une eau froide contient une plus
grande quantité d’oxygène dissous qu’une eau chaude (Hébert et Légaré, 2000).
I.2.6. Potentiel hydrogène (pH)
Le pH de l’eau résume la stabilité de l’équilibre établi entre les différentes formes de
l’acide carbonique. Il est lié au système tampon développé par les carbonates et les
bicarbonates. Il dépend de la diffusion du gaz carbonique à partir de l’atmosphère, du bilan
des métabolismes respiratoires et photosynthétiques (Hutchinson, 1987) ainsi que de l’origine
des eaux, la nature géologique du milieu traversé, les rejets des eaux usées, etc. (Dussart,
1966). Il est indissociable des valeurs de la température, de la salinité et du taux du CO2
(Nisbet et Verneau, 1970), ainsi il a été démontré que la minéralisation de la matière
41
organique provoque une chute du pH (Goterman, 1995). Il a une action directe sur la
disponibilité des ions métalliques dans l’environnement marin et donc sur le taux de leur
accumulation par les organismes tout en modifiant la forme du métal et en agissant sur la
physiologie des organismes (Bryan, 1979).
Les métaux lourds peuvent être mobilisés en cas de modification des conditions
environnementales. Il existe un pH au dessus duquel les métaux sont brusquement relargués,
ce pH est différent selon le métal considéré (Tableau I.2).
Tableau I.2 : Le pH des différents métaux (Duchauffour, 1995).
Métaux lourds
Cd
Cu
Pb
pH
06
05
04
Les valeurs de pH de l’eau de l’estuaire du bas Loukkos enregistrées au cours de la
période d’étude, varient entre 7,02 enregistrées dans la S4 (pendant le mois de mars 2006) et
8,52 enregistrées dans la S2 (pendant le mois de novembre 2006). Cette faible variation est
attribuable à l’effet tampon des ions bicarbonates, indiquant bien la potabilité de l’eau
(figure 13).
La variation du pH entre les campagnes ne dépasse pas en général une unité du pH
sauf pour le cas de la station 4. Ce dernier présente en moyenne le pH le plus bas. Cependant,
comme il est illustré par la figure 13, l’allure des courbes de la variation spatio-temporelle du
pH pour les cinq stations est très variable et ne suit pas une loi régulière.
Les valeurs trouvées du pH dans les différentes stations étudiées au cours de notre
cycle saisonnier ne présentent pas de danger pour la faune et la flore. Ces variations ne sont
pas faciles à interpréter car elles sont la résultante d’un grand nombre physique et biologiques
difficiles à mettre en évidence. Les gammes de pH qui sont directement mortelles pour les
poissons, sont celles inférieures à 5 et celles supérieures à 9 (Bremond et Perrodon, 1979).
Les eaux de l’estuaire du bas Loukkos montrent un pH très variable en rapport avec
les fluctuations probables de la salinité qui suivent le cycle marégraphique et probablement
les fluctuations de la charge organique (El Morhit et al., soumis ). Cette alcalinité est due à
l’effet tampon des eaux océaniques. D’autres auteurs ont montré que le pH de l’eau des
estuaires (Sebou et Om Rbiâ) est très tamponné. Le pH est de l’ordre de 8 en raison du
système tampon développé par les carbonates et les bicarbonates (Ezzaouaq, 1991 ; Jadal,
2002 ; El Blidi et Fekhaoui, 2003 ; Himmi et al., 2003). Les concentrations faibles du pH qui
ont été enregistrées au niveau de la station 3 peuvent être dues à la présence de la matière
42
organique. Fekhaoui (2005) et El Morhit et al., (2008) ont confirmé ce résultat dans le même
écosystème par la présence de la matière organique biodégradable. Par ailleurs, les valeurs de
ce paramètre relevées dans l’estuaire du bas Loukkos sont voisines de celles trouvées par
Hatje (2003) et Sarkar et al., (2007).
S1
S4
S2
S5
S3
9
Max.
Moy.
8
8
7
7
6
6
5
pH
pH
Min.
9
4
5
4
3
3
2
2
m
ar
s06
m
ai
-0
6
ju
ilse 06
pt
-0
no 6
v0
jan 6
v0
m 7
ar
s0
m 7
ai
-0
7
1
Mois
1
S1
S2
S3
S4
S5 Stations
Figure 13: Evolution spatiotemporelle du pH et celle des teneurs minimales, moyennes et
maximales de ce paramètre.
I.2.7. Matière en suspension (MES)
Dans les eaux superficielles, les MES peuvent provenir soit des effets de l’érosion
naturelle du basin versant suite à de violentes précipitations, soit des rejets d’eaux résiduaires
urbaines ou industrielles. Leurs effets sur les caractéristiques physicochimiques de l’eau sont
très néfastes (modification de la turbidité des eaux, réduction de la transparence, de la lumière
donc de la photosynthèse…). Ce paramètre à un certain degré est considéré comme limitant à
la fluctuation et au développement de la faune benthique et même du peuplement
ichtyologique. La teneur en MES est généralement liée aux séquences hydrologiques du
fleuve (crues et étiages). Cependant son estimation n’est pas nécessairement corrélée avec
celle du débit mais dépend plutôt de la nature des épisodes hydrologiques qui ont précédé le
prélèvement (Fontevieille, 1987). Les MES d’origine aussi nombreuses que diversifiées,
peuvent être considérées comme une forme de pollution à des teneurs élevées.
Dans l’estuaire du bas Loukkos, en relation avec le potentiel érosif relativement faible
du bassin, les eaux sont assez chargées en MES. La forte charge (108 mg/l)
exceptionnellement enregistrée en janvier 2007 (figure 14) est probablement le résultat d’une
manifestation hydrologique brutale (crue), dont les MES montrent une grande différence entre
les valeurs minimales et maximales enregistrées. Ceci pourrait être lié aux variations
saisonnières très importantes et aussi à la dynamique marégraphique. L’accroissement moyen
43
de la MES peut être attribué à une activité agricole et à une intense érosion du bassin versant,
suite à des pluies orageuses brutales. Lors d’événements de pluie, le transport par
ruissellement, de particules de terre vers les cours d’eau occasionne une augmentation des
matières en suspension. Une hausse des MES est généralement accompagnée d’une hausse de
la turbidité, ce qui rend le traitement de l’eau pour des fins d’approvisionnement en eau
potable plus complexe et plus coûteux. Une telle hausse peut aussi entraîner un réchauffement
de l’eau, lequel aura pour effet de réduire la qualité de l’habitat pour les organismes d’eau
froide (Hébert et Légaré, 2000). D’autre auteurs ont montré que la fluctuation de la MES est
essentiellement liée aux apports issus des principaux collecteurs de la ville. De plus, les
agents dynamiques tels que les courants liées à la marée, contribuent eux aussi à
l’augmentation de la teneur en MES par la remise en suspension de la couche fine des
sédiments (Kaimoussi, 2002).
Les études menues par l’Institut Agronomique et Vétérinaire Hassan II ont montré
qu’au cours des lâchers du barrage, les MES augmentent (S1), la turbidité augmente, la
salinité chute et le taux de l’oxygène dissous devient très faible.
120
S1
S4
S2
S5
S3
100
Max.
Moy.
100
80
80
MES (mg/l)
MES en mg/l
Min.
120
60
40
60
40
20
20
m
ar
s06
m
ai
-0
6
ju
il0
se 6
pt
-0
6
no
v0
jan 6
v0
m 7
ar
s07
m
ai
-0
7
0
Mois
0
S1
S2
S3
S4
S5 Stations
Figure 14 : Evolution spatiotemporelle de la matière en suspension et celle des teneurs
I.2.8. Carbone Organique Total (COT)
Le COT est la teneur en carbone liée à la matière organique. Il représente la somme
des matières organiques dissoutes et en suspension (Web1).
Dans l’estuaire du bas Loukkos, les concentrations moyennes en COT enregistrées
sont de l’ordre de 8,33 dans la S1 et 19,96 mg/l dans la S5. La forte charge (33,4 mg/l)
exceptionnellement enregistrée en mars 2007 au niveau de la S5 est probablement le résultat
d’une manifestation hydrologique brutale (crue) (figure 15), dont les COT montrent une
44
grande différence entre les valeurs minimales et maximales enregistrées. Ceci pourrait être lié
aux variations saisonnières très importantes. L’accroissement moyen peut être attribué à une
intense érosion du bassin versant, suite à des pluies orageuses brutales, aux apports de
l’érosion et des pollutions. Les eaux usées urbaines contiennent habituellement près de 100
mg/l de COT (Web2).
Les valeurs moyennes du COT montrent des variations importantes dénotant un
gradient amont aval (figure 15). Cette situation peut être attribuée sans doute à la dynamique
marégraphique. Ces valeurs sont très élevées par rapport à celles déterminées dans l’estuaire
du port Jackson (4,54 mg/l) (Hatje, 2003), suggérant que cette situation ne peut être expliquée
que par les mouvements de la marée.
40
S1
S4
S2
S5
S3
35
Max.
Moy.
35
30
30
25
COT (mg/l)
COT en mg/l
Min.
40
20
15
10
25
20
15
10
0
5
m
ar
s06
m
ai
-0
6
ju
il0
se 6
pt
-0
6
no
v0
jan 6
v0
m 7
ar
s07
m
ai
-0
7
5
Mois
0
S1
S2
S3
S4
S5 Stations
Figure 15 : Evolution spatiotemporelle du carbone organique total et celle des teneurs
I.2.9. Nitrates (NO3)
Les NO3 constituent le stade final de l’oxydation de l’azote. Leur présence dans l’eau
atteste d’une bonne récupération en cas de pollution organique. L’activité humaine est
indubitable dès que l’on observe des concentrations dépassant 12 mg/l (Bremond et Perrodon,
1979). D’après les normes marocaines relatives à la qualité des eaux d’alimentation humaine
est de 50 mg/l. Les apports de NO3 proviennent principalement de l’écoulement des eaux sur
le bassin versant, les apports latéraux, des cultures (engrais azotés). Les NO3 peuvent aussi
provenir des eaux usées domestiques et parfois même des eaux industrielles.
L’évolution des nitrates est dominée par deux grandes variations saisonnières mars 06,
janvier 2007 et mai 07 où les variations spatiales amont aval sont très nette avec un
enrichissement de l’embouchure. Le reste où les variations sont faibles (stabilité).
45
Au niveau de l’embouchure, cet enrichissement est dû à une nitrification très active en
cette période de réoxygénation du milieu. Les apports latéraux de NO3 par lessivage des
terrains agricoles très chargés en cet élément ne sont pas à négliger. Par ailleurs, les résultats
révèlent les faibles apports des NO3 d’origine marine (S5). Les profils longitudinaux de ces
ions présentent la même allure pour les stations S4 et S5 comme le montre la figure 16.
Les teneurs du NO3 enregistrées dans l’estuaire du bas Loukkos sont relativement
faibles par rapport à celles observées dans le même estuaire par Fekhaoui (2005). Ces teneurs
ont été expliquées par la présence des phytoplanctons. Alors que d’autres auteurs ont trouvé
que les NO3 peuvent atteindre des valeurs plus élevées (24 mg/l), suggérant la présence de la
matière organique (Mergaoui et al., 2003). Gassama et Violette ont expliqué l’augmentation
du NO3 par la présence des engrais azotés.
16
S1
S4
S2
S5
S3
14
Max.
Moy.
14
12
12
10
NO3 (mg/l)
NO3 en mg/l
Min.
16
8
6
4
10
8
6
4
2
2
m
ar
s06
m
ai
-0
6
ju
il0
se 6
pt
-0
no 6
v0
jan 6
v0
m 7
ar
s0
m 7
ai
-0
7
0
0
Mois
S1
S2
S3
S4
S5 Stations
Figure 16 : Evolution spatiotemporelle du nitrate et celle des teneurs minimales, moyennes et
maximales de ce paramètre.
I.2.10. Demande chimique en oxygène (DCO)
La DCO permet une estimation des matières oxydables présentes dans l’eau quelques
soient leurs origines (fer ferreux, nitrates, ammoniaque, sulfures et chlorures).
Au niveau de l’estuaire du bas Loukkos, la DCO évolue dans le même sens que le
gradient de minéralisation (amont-aval). Ceci a été relevé par plusieurs auteurs ; Ezzaouaq
(1991) dans l’estuaire de Bouregreg et Jadal (2002) dans l’estuaire d’Om Er Rbia. L’influence
de certains éléments minéraux notamment les chlorures (Rodier, 1996) sur la détermination
de ce paramètre se traduit cependant par une surestimation de la DCO dont l’évaluation reste
non significative au niveau de l’estuaire du bas Loukkos.
46
En effet, les profils spatiotemporels de la DCO (figure 17), dans les eaux de l’estuaire
du bas Loukkos sont proportionnels à ceux de l’oxygène dissous. Ils montrent la présence
d’une charge minérale importante avec des valeurs moyennes oscillantes entre 20,28 et 37,31
mg/l. Ces valeurs peuvent atteindre 98,20 mg/l en S3 pendant le mois mars. Avec des taux
aussi élevés, nous pouvons parler d’une pollution intense et d’une situation dangereuse. Cette
situation est perceptible au niveau de la S3 soumise aux rejets permanents de la ville de
Larache. Cependant à travers le profil longitudinal nous assistons à une légère réduction de
cette charge au niveau de la S4, accompagnée d’une hausse de la teneur en oxygène qu’on
peut probablement rapprocher d’une oxydation non achevée des polluants organiques et à
l’effet de dilution des eaux du barrage de garde. L’enrichissement de la S3 en matière
organique et oxydable est dû essentiellement aux rejets de la ville de Larache renforcées
occasionnellement par les apports marins durant le flot de la marée. Par ailleurs, aucune
grande influence saisonnière n’apparaît durant les différentes campagnes de l’étude.
Sarkar et al., (2007) ont expliqué la faible concentration de la DCO par la présence de
la matière organique. Le même phénomène a été décrit par Romero et al. (2004). Par ailleurs,
dans notre étude les valeurs maximales ont été enregistrées à MH pendant la saison hivernale
(mars 2007). Ceci confirme l’origine domestique de cette contamination.
120
S1
S4
S2
S5
S3
100
Max.
Moy.
100
80
80
DCO (mg/l)
DCO en mg/l
Min.
120
60
40
60
40
20
20
m
ar
s06
m
ai
-0
6
ju
il0
se 6
pt
-0
no 6
v0
jan 6
v0
m 7
ar
s07
m
ai
-0
7
0
Mois
0
S1
S2
S3
S4
S5 Stations
Figure 17 : Evolution spatiotemporelle de la DCO et celle des teneurs minimales, moyennes
I.2.11. Demande biologique en oxygène (DBO5)
La DBO5 exprime la quantité d’oxygène nécessaire à la dégradation biologique de la
matière organique d’une eau. Elle est sensiblement proportionnelle à la teneur de l’eau en
matière organique biodégradable et donc à la quantité de micro-organismes et inversement
proportionnelle à la teneur en oxygène dissous. Elle dépend entre autre de la nature des
47
matières organiques dissoutes, de la présence ou de l’absence d’éléments inhibiteurs de la
flore microbienne (métaux lourds, hydrocarbures, détergents…).
En effet, les profils spatiotemporels de la DBO5 (figure 18), montrent la présence
d’une charge minérale importante avec des valeurs moyennes oscillantes entre 5,76 et 11,82
mg/l de DBO5. Ces valeurs peuvent atteindre 24,40 mg/l en S3.
L’évolution temporelle de la DBO5 se caractérise par des valeurs plus importantes en
période estivales qu’en période hivernale. La dilution provoquée par les eaux de pluie et de la
marée reste le facteur déterminant de cette constatation.
Dans l’ensemble du site, la concentration de la DBO5 est relativement élevée par
rapport à celle détectée dans d’autres sites tels que la rivière de Ganges où elle fluctue entre
2,7–5,95 mg/l dans la station de Babughat et entre 0,75–2,8 mg/l dans la station de Gangasar
(Sarkar et al., 2007). Comparées à d’autres estuaires au Maroc, les concentrations DBO5 de
l’estuaire du bas Loukkos sont plus faibles vis-à-vis des valeurs habituellement recensées
(Mergaoui et al., 2003, Cherkaoui, 2006), suggérant l’excès de rejets des polluants d’origine
organique.
30
S1
S4
S2
S5
S3
25
Max.
Moy.
25
20
20
DBO5 (mg/l)
DBO5 en mg/l
Min.
30
15
10
15
10
5
5
m
ar
s06
m
ai
-0
6
ju
il0
se 6
pt
-0
6
no
v0
jan 6
v0
m 7
ar
s07
m
ai
-0
7
0
Mois
0
S1
S2
S3
S4
S5 Stations
Figure 18 : Evolution spatiotemporelle de la DBO5 et celle des teneurs minimales, moyennes
I.3. Bilan de la qualité des paramètres physicochimiques des eaux
I.3.1. Approche spatiale
Les variations spatio-temporelles sont complexes, ils ne reflètent pas l’état réel de la
pollution dans les eaux de l’estuaire du bas Loukkos à cause des divers rejets ponctuels et
anarchiques qui rendent le milieu incontrôlable, d’où l’intérêt d’un suivi spatial afin de
ressortir les particularités de chaque zone d’étude. C’est à travers les résultats d’analyses
48
physicochimiques obtenues et traitées précédemment, que nous essayons de suivre l’évolution
spatiale de cette qualité en se basant sur les valeurs moyennes (annexe tab. 1).
Les stations S1 et S2
Les eaux apportées par l’oued Loukkos au niveau des stations S1 et S2 se caractérisent
par une minéralisation élevée (conductivité de 6,25 mS/cm) par comparaison avec celles
obtenues par les études antérieures (Jadal, 2002) où elle atteint 1,80 mS/cm dans l’estuaire
d’Om Er-Rbia, due non seulement aux teneurs des ions chlorures, mais surtout à celles des
ions sulfates. Un enrichissement probablement d’origine géochimique et dont l’érosion est le
principal responsable contribuant à la dissolution du gypse et des sulfures présents dans les
roches sédimentaires.
Cependant, une origine anthropique n’est pas exclue aussi, suite à l’utilisation abusive
des détergents et des produits de lessives par les riverains. Par contre les teneurs des indices
de pollution (DBO5 et DCO) sont assez faibles par rapport à celles de l’ensemble des autres
stations avec un taux d’oxygène dissous proche de 6,88 mg/l et faible si on les compare avec
les résultats précédents (Jadal, 2002 ; Cherkaoui, 2006).
Les valeurs moyennes de l’oxygène dissous se rapprochent de 6,88 mg/l mais celles de
la DBO5 et de la DCO sont relativement plus élevées avec des valeurs respectives de 9,16 et
20,6 mg/l par comparaison avec celles obtenues par les études antérieures (Jadal, 2002) dont
les valeurs atteignent respectivement 8,3 et 26,4 mg/l dans l’estuaire d’om Er-Rbia. Par
contre, elles sont faibles par rapport à celles rencontrées au niveau de l’estuaire de Bou
Regreg (Lemine, 1993 ; Cherkaoui, 2006)
Donc, en S1 et S2, la situation est relativement bonne. Elle se traduit par une baisse de
la teneur de la plus part des paramètres chimiques (DBO5, DCO, NO3−) et une remontée de
l’oxygène par rapport aux autres stations avales.
La station S3
Le mélange entre les eaux relativement douces (S1 et S2) et celles en provenance des
stations avales transitant par la S3 résulte d’une eau de qualité intermédiaire, bien que les
teneurs de la majorité des paramètres physiques et chimiques principalement ceux en relation
avec la nature du substrat restent élevées en valeurs absolues (conductivité, salinité, nitrates).
Cependant une légère diminution est à relever.
La teneur des NO3− ne connaît pas une grande variation grâce à la disponibilité de
l’oxygène, dont la présence favorise le brassage actif de ces eaux. Malgré l’absence des rejets
urbains et industriels à ce niveau, nous notons une persistance de la charge en amont
49
véhiculée par le cours central, qui se reflète par une baisse relative de la DBO5 (moyenne
11,82 mg/l, annexe tab. 1) par comparaison avec celle obtenue par Jadal (2002) où elle peut
atteindre 4,12 mg/l résultant de la dilution des eaux douces et par celles des eaux saumâtres
faiblement chargées. La DCO quant à elle, a connu une augmentation 37,31 mg/l, alors que
Jadal (2002) dans l’estuaire d’Om Rbia a trouvé que la valeur du DCO atteint 25,4 mg/l. Ceci
ne peut être expliqué que par la présence des substances minérales notamment les ions
chlorures, sulfates, et calcium abondants à S3, la remise en suspension de nombreux éléments
décantables sous l’action du brassage, peut aussi contribuer à l’accroissement des valeurs de
la DCO.
La station S4
Malgré la réduction de la charge organique totale par le processus d’autoépuration qui
a probablement eu lieu en S1 et S2, nous assistons au niveau de la S4 à une augmentation
importante surtout de la DCO qui atteint la valeur moyenne de 27,61 mg/l, est faible par
rapport à celle obtenue dans l’estuaire de d’Om Rbiâ (Jadal, 2002) où la valeur enregistrée est
183 mg/l, conjointement à une forte chute de la teneur moyenne en oxygène dissous 8,75
mg/l. Ce taux est similaire à celui détecté par Jadal (2002) où il peut atteindre (6 mg/l). Cette
charge en matière oxydable s’accompagne d’une pollution chimique marquée par
l’accroissement des teneurs en carbone organique total (11,83 mg/l, annexe tab. 1).
Par ailleurs, en S4 les valeurs de la DCO (27,61 mg/l,) dépassent de loin celles de la
DBO5 (5,76 mg/l). Cet état de fait témoigne de la prédominance d’une pollution d’origine
industrielle excessive à ce niveau là, d’où résulte une situation critique qui se traduit le plus
souvent par une forte mortalité piscicole suite à une asphyxie des poissons. En effet, ces
teneurs assez élevées de la DCO par rapport à celles de la DBO5 à ce niveau, pourraient
traduire certainement la présence d’une charge peu biodégradable dominée par une
micropollution (métaux lourds) masquée éventuellement par la charge organique (annexe tab.
1).
La station S5
En descendant le cours d’eau, nous passons à une situation particulière. En effet, cette
station a la particularité d’appartenir au domaine de l’embouchure et du port de la ville de
Larache où les effets conjugués de la marée et des rejets domestiques et industriels sont très
remarquables.
L’influence de l’agglomération de la ville de Larache et de ses unités industrielles à
caractère très polluants, en amont de la ville (usine agro-alimentaire, usine d’emballage, usine
50
de sucrerie) est plus importante à marée basse avec la dévalaison de la charge en direction de
la mer. Dans ce tronçon, les teneurs des nitrates (4,9 mg/l) de notre étude sont voisines de
celles obtenues dans l’estuaire d’Om Rbiâ (Jadal, 2002) où la teneur atteint 4,25 mg/l ; et
connaissent une augmentation importante.
Par ailleurs, la DCO connaît des fluctuations relativement importantes liées d’une part
à la nature des rejets polluants et d’autre part à la richesse des eaux estuariennes en sels
dissous selon la marée. La DBO5 par contre connaît une fluctuation importante témoigne de la
faiblesse des rejets d’origine domestique à l’aval de la ville de Larache. L’oxygène quant à
lui, montre un déficit plus prononcé en particulier au niveau de la S5 par rapport à la S4.
I.3.2. Autoépuration et évolution globale des paramètres étudiés.
La complexité de l’estuaire (dynamique marégraphique, rejets diffus…), rend
l’autoépuration et la récupération de ce cours d’eau difficile d’approche, en plus s’ajoute à
ceci le déficit en eau enregistrée pendant la période d’étude dans cette région. Néanmoins,
nous allons essayer de dégager les principales caractéristiques du fonctionnement de ce
système, tenant compte des paramètres physico-chimiques qui semblent conditionner la
qualité des eaux superficielles des cours d’eaux.
Les matières en suspensions (MES) : elles restent liées en général aux séquences
hydrologiques des fleuves (crue et étiage) (Mahyaoui et al., 1989) et à la nature de la charge
rejetée et montrent un grand écart entre les valeurs minimales (10,5 mg/l) et les valeurs
maximales (108 mg/l) enregistrées avec une valeur moyenne de 56 mg/l (Annexe tab. 2). Ceci
pourrait être lié aux variations saisonnières très importantes. La variation spatiale quant à elle,
montre une évolution marquée par une baisse progressive des apports charriés par le cours
principale dans le sens amont aval par suite de leur décantation. Par contre à l’aval de Larache
on assiste à une augmentation importante des MES au niveau de l’embouchure, ceci témoigne
à la fois de l’importance des rejets solides déversés dans le milieu récepteur par la ville de
Larache et des apports océaniques lors de la marée montante entraînant ainsi la remise en
suspension des matériaux solides par un courant du fond très violent. La forte charge
exceptionnellement enregistrée en S1 au mois de janvier est due aux crues (Annexe tab. 2).
La minéralisation globale de l’eau estimée par l’analyse de la conductivité permet de
distinguer deux types d’influences :
- Une influence terrestre en amont, où la nature géologique salifère et gypsifère qui
caractérisent principalement les stations amont (S1 et S2) en sont l’origine.
51
- Une influence océanique tout à fait à l’aval où l’importance du flot et de la masse
océanique qui pénètre à l’intérieur de l’estuaire, aidée par la faible pente du cours
principal, entraîne une augmentation des chlorures, des sulfates, du calcium etc. Cette
influence permet de définir un gradient de minéralisation décroissant de l’embouchure (S5)
vers l’intérieur, mais qui s’estompe par la présence du barrage de garde (S1).
Il convient de noter que l’importance des sels contenus dans les eaux usées
domestiques et industrielles se trouvent masquer par l’ampleur de ces deux influences.
Cependant, malgré ces changements dans la balance ioniques, le pH proche de
neutralité voire même légèrement alcalin (moyenne = 7,7 ; Annexe tab. 2) témoigne de la
stabilité de l’équilibre établi entre les différentes formes de l’acide carbonique (Dussart,
1992). Il montre une constance le long de tout le secteur. Cette situation doit sans doute être
attribuée au phénomène tampon du complexe carbonate-bicarbonates à l’échelle du bassin.
Les indices de pollution organiques DBO5, DCO et O2 donnent une idée sur la charge
organique rejetée. En effet, le profil spatial de la DCO est proportionnel à celui de l’O2, les
valeurs enregistrées dans le secteur étudié montrent une charge faible en matière organique.
Les moyennes varient entre 5,76 et 10,68 mg/l de DBO5 et 20,29 et 37,31 mg/l de la DCO.
Ces valeurs peuvent atteindre respectivement 24,40 mg/l et 98,2 mg/l (Annexe tab. 2). Des
taux aussi élevés en DCO qui normalement devraient, témoigner d’une grande quantité de
matière oxydables se trouvent confronter à une faible teneur en DBO5. Cet état de fait soulève
la nécessité de considérer les valeurs relevées de la DCO en absence d’une réelle pollution
organique. L’enrichissement du milieu en chlorures pourrait à l’origine de cette augmentation
importante de matières oxydables à cause de leur interférence avec ces derniers. Cette
situation suggère l’absence d’une réelle pollution organique.
Des explications pourraient être avancées à ce propos à savoir :
• Autoépuration rapide, aidée par une température élevée et une bonne oxygénation des
eaux par le brassage et par conséquent une réduction de la teneur en DBO5.
• Piégeage des particules organiques grossières par les sédiments.
• Présence de micropolluants à forte dose.
Donc les teneurs faibles en DBO5 ne traduisent pas une pollution organique intense au niveau
de l’estuaire du bas Loukkos.
52
Les valeurs les plus faibles d’oxygène dissous sont enregistrées en aval de la ville de
Larache où l’apport en matière organique entraîne une baisse importante de l’O2 suite à une
utilisation dans les phénomènes de la biodégradation (défaut d’épuration).
Le même phénomène est observé en période pluvieuse avec une augmentation
significative des teneurs en O2 grâce au brassage des eaux.
Les nitrates (état le plus oxydé de l’azote) montrent des variations spatiales
importantes témoignant d’une active nitrification au niveau des stations S4 et S5, due à la
turbulence dans le milieu récepteur et la bonne oxygénation du milieu dans les autres stations.
I.3.3. Paramètres globaux de la pollution des eaux de l’estuaire du bas Loukkos.
Le rapport DBO5/DCO est de l'ordre de 0,35 (Annexe tab. 3). Ce résultat obtenu
permet de conclure que les eaux de l’estuaire du bas Loukkos sont polluées par une pollution
inorganique assez forte. Par ailleurs, le rapport DCO/DBO5 et MES/DBO5 est respectivement
de l'ordre de 2,86 et 6,08, valeurs très élevées, ce qui indiquent que la Matière Oxydable (MO
=14,9), dans les eaux de l’estuaire du bas Loukkos, est difficilement dégradable. Ce résultat
pourrait être attribué aux rejets d'une industrie de textile raccordée à ce cours d’eau. Nos
résultats sont en accord avec ceux trouvés par El Guamri et al. (2006) à Kenitra et par Gebrati
et Nejmeddine (2002) à Marrakech, au niveau d'un rejet de textile. En revanche, des valeurs
nettement inférieures à 2,5 ont été rencontrées dans les eaux usées de la ville d'Oujda
(Aboueloufa et al., 2002).
Matière oxydable (MO) : toutes matières susceptibles de réagir en présence de
l’oxygène, en particulier l’oxygène dissous dans l’eau. Pour le calcul de la redevance, les
matières oxydables sont conventionnellement exprimées en fonction de la demande
biochimique en oxygène et de la demande chimique en oxygène par la formule :
MO= (2DBO5+DCO)/3 mesurée sur effluent décanté après 2 heures.
I.3.4. Normes relatives à la qualité des eaux d’alimentation humaine
La comparaison des différents résultats obtenus dans les eaux de l’estuaire du bas
Loukkos avec les normes (Tableau I.3), montre que la qualité des eaux de l’estuaire du bas
Loukkos se caractérise par des températures de l’eau sans différence significative entre les
différentes stations. La moyenne voisine de 20°C reste liée aux conditions climatiques (MC.
Neely, 1980) et est inférieure à 30 °C, considérée comme valeur limite de rejets directs dans
le milieu récepteur (CNS, 1994).
53
La minéralisation globale de l’eau estimée par l’analyse de la conductivité ainsi que la
salinité restent très élevées le long de l’estuaire. En effet, une conductivité de l’eau supérieure
à 1,5 mS/cm rend l’eau d’irrigation inutilisable pour les cultures (Rodier, 1996). Le pH quant
à lui reste proche de la neutralité. Il est acceptable selon les normes marocaines.
Les indices de pollution organique, matière organique et l’oxygène dissous donnent
une idée sur la charge organique rejetée. En effet, le profil spatial de la matière organique est
inversement proportionnel à celui de l’oxygène dissous. Les valeurs enregistrées dans le
secteur étudié montrent une charge faible en matière organique.
Tableau I.3 : Normes relatives à la qualité des eaux d’alimentation humaine.
Paramètres
Résultats
Normes
Qualité
T°a (°C)
21,88
25 (1)
Bonne
T°e (°C)
22,50
25 (1)
Bonne
Sa (g/l)
20,10
35
Mauvaise
Ce (mS/cm)
21,40
2,7
Mauvaise
pH
7,70
6,5−8,5 (2)
Bonne
OD (mg/l)
7,88
5−8 (2)
Bonne
MES (mg/l)
56,00
50
Mauvaise
COT (mg/l)
11,40
--NO3 (mg/l)
3,50
50
Bonne
DCO (mg/l)
26,30
500
Bonne
DBO5 (mg/l)
9,20
100
Bonne
(1) VMA : valeur maximale admissible (2) ; VMR : valeur maximale recommandée (norme marocaine).
Au vu de la charge importante produite par l’activité industrielle et urbaine très
actives, plusieurs questions s’opposent notamment : l’absence d’un impact considérable et
appréciable sur l’hydrochimie de ce système hydrique puisque les teneurs relevées dans l’eau
ne traduisent pas avec exactitude l’importance relative des apports de pollution.
Cette situation pourrait être expliquée dans l’intervention de certains phénomènes
physicochimiques comme la précipitation, le piégeage, la décantation et le stockage des
polluants au niveau des sédiments sans négliger les phénomènes de bioaccumulation par la
faune et la flore. La situation pourrait donc être acceptable s’il n’y avait pas de stockage dans
les sédiments et de bioaccumulation par la faune et la flore.
I.4. Structure Typologique de l’estuaire du bas Loukkos
I.4.1. But de l’analyse
Dans le but de dégager les similitudes et les distorsions qui existent entre les différents
paramètres agissant sur cet écosystème aquatique et afin de repérer ceux déterminants dans sa
dynamique à travers une structure spatiotemporelle cohérente, nous avons soumis l’ensemble
54
des données physicochimiques recueillies à une analyse en composante principale normée
(ACPN) qui permet de dégager une synthèse globale de l’information donnée (Bourache et
Saporta, 1983). Cette méthode a été utilisée avec succès (Fekhaoui, 1990 ; Bennasser, 1997 ;
Ezzaouaq, 1991 ; Jadal, 2002 ; Serghini, 2003 ; El Blidi et al., 2006 ; El Morhit et al.,
soumis).
I.4.2. Définition et principe
C’est une méthode factorielle qui permet la description simplifiée de mesure
difficilement manipulable (Annexe tab. 4), composée de variables à aspect quantitatifs issus
d’un plan d’observation espace temps (Escouffier, 1979). L’information synthétisée repose
sur la réduction du nombre du caractère et sur la construction simultanée de nouveau caractère
synthétique (Bourache et Saporta, 1983). Ces derniers forment les composantes principales
qui sont obtenues par combinaison linéaire des caractères initiaux. L’ACP illustre
particulièrement les corrélations entre les variables.
Les caractères synthétiques ou composantes ainsi formées détiennent chacune une part
de l’information de départ. La première contribuera pour un maximum d’information de
ressemblances ou de différences entre variables (Foucart, 1982) et constituera par conséquent
un caractère original du tableau des données, ensuite l’information concernant chaque
variable ou chaque relevé sera analysé puis traitée au niveau de chaque composante.
En fonction des objectifs expérimentaux, un certain nombre de calculs de base peuvent
être effectués, conduisant ainsi à la réalisation de quelques représentations graphiques (Carrel
et al., 1986). Dans notre cas nous avons utilisé l’ACP de type normé, c'est-à-dire que la valeur
centrée réduite est égale au rapport de la différence entre la valeur mesurée (X) et la valeur
moyenne de la colonne (X’), sur l’écart-type (σ) : Valeur centrée et réduite= (X- X’)/σ
I.4.3. Nature des données
L’ACP permet de classer et de traiter les informations relatives aux paramètres
physico-chimiques effectués au cours de la période d’étude par l’établissement des
corrélations entre l’ensemble des variables de l’estuaire du bas Loukkos.
Cette ACP est effectuée sur une matrice des données constituées de 40 prélèvements
(5 stations X 8 campagnes) au cours desquels les 11 variables (température de l’air et de l’eau,
pH, salinité, oxygène dissous et conductivité, matière en suspension, carbone organique total,
nitrates, demande chimique en oxygène et demande biologique en oxygène) ont été mesurés
(Annexe tab. 4).
55
I.4.4. Résultats et interprétation
Dans le plan factoriel F1XF2 : Les valeurs propres des deux composantes F1 et F2 et
leur contribution à l’inertie totale sont représentées dans le Tableau I.4 et la figure 19A. Les
codes des variables et leurs coordonnées sont représentés au niveau du Tableau I.6.
Tableau I.4 : Répartition de l’inertie entre les deux axes (F1XF2) à MH et MB.
F1
F2
Valeur propre
2,56
2,28
Inertie (%)
23,35*
20,78*
Inertie cumulé %
23,35
44,12*
Les deux axes pris en considération pour décrire les corrélations entre les variables
liées aux structures spatiales, détiennent à eux seuls 44,12 % de l’information totale avec
respectivement 23,35 % pour l’axe 1 et 20,78 % pour l’axe 2.
L’examen de la matrice de corrélation entre variables (Tableau I.5) révèle la
présence :
D’un premier ensemble de variables, constitué de descripteurs bien corrélés entre eux. Il
s’agit du : {T° air/T° eau} (corrélation très significative). Par contre les autres éléments ont
des corrélations faiblement significatives à savoir :
•
{pH/OD} (corrélation faiblement significative).
•
{Salinité/conductivité, matière en suspension, carbone organique total} (corrélation
faiblement significative).
•
{conductivité/carbone organique total, nitrate} (corrélation faiblement significative).
•
{Oxygène dissous/matière en suspension} (corrélation faiblement significative).
•
{carbone organique total/demande chimique en oxygène} (corrélation faiblement
significative).
Tableau I.5 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables étudiés.
Variables T°a
T°e
pH
Sa
Ce
OD
MS
CO
NO
DC DB
T°a
1
T°e
0,825*
1
pH
-0,118 0,091
1
Sa
-0,207 -0,084 0,225
1
Ce
-0,228 -0,185 0,066 0,870*
1
OD
0,128 0,122 0,368* 0,285 0,120
1
MS
-0,083 -0,208 -0,284 -0,361* -0,118 -0,495*
1
CO
0,096 -0,069 -0,009 0,375 0,404* 0,016 -0,240
1
NO
-0,245 -0,169 -0,196 0,304 0,432* -0,197 0,297 -0,205
1
DC
0,043 -0,164 -0,264 -0,026 0,033 0,095 0,066 0,319* -0,123 1
DB
0,082 0,014 -0,269 -0,062 0,039 -0,183 -0,104 0,279 0,095 0,137 1
Les valeurs en (*) sont significativement différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0,05.
56
F2
B
A
1
Valeur propre (%)
2,6
2,6
2,5
2,5
2,4
2,4
2,3
2,3
2,2
2,2
2,1
MS
gradient de saisonnalité
NO
DB
DC
0
Ce F1
Sa
CO
pH
OD
T°a
T°e
-1
-1
0
F2=20,78
1
gradient de minéralisation
F2
F1=23,35
4
C
jD
3
GI
2
mD
1
RD
jB
jA
jG
jE
RG
RB
RA mA
mE
mB RE
mG
GII
SD
0
F1
MG
MB MA
ME
JD MD
rA rB
rD
rG NE
JA
rE
JG
SA NB
JE GIII
JB
SG
SB NA NG
SE
ND
-1
-2
-3
-6
-5
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
Figure 19 : Approche graphique de l’analyse en ACP des paramètres hydrologiques. A :
répartition de l’inertie entre les axes ; B : Cercle de corrélation des variables ; C : Carte
factorielle des stations.
Dans le cercle de corrélation (figure 19B et Tableau I.4), la 1ère composante (axe 1)
contribue avec 23,35 % d’inertie, est défini par les paramètres de minéralisation à savoir la
salinité (0,92) et la conductivité (0,88).
Avec une inertie de 20,78 % la deuxième composante (axe 2). Est défini par les
paramètres Te (−0,67), OD (−0,63) et Ta (−0,60) du côté négatif, MES (0,67) et NO (0,56) du
côté positif (Tableau I.6).
57
Tableau I.6 : Codes de l’ACP et corrélations des variables avec les axes pour les deux cycles.
Variables
Code
F1
F2
Stations
Code Campagnes Code
Température de l’air
T°a −0,42 −0,60*
Dhirai
D
mars-06
R
Température de l’eau
T°e −0,35 −0,67* Ain Chouk
A
mai-06
M
pH
pH
0,26
−0,45
Baggara
B
juil-06
J
Salinité
Sa
0,92* −0,12
Grangha
G
sept-06
S
Conductivité
Ce
0,88*
0,11 Embouchure
E
nov-06
N
Oxygène dissous
OD
0,31 −0,63*
janv-07
j
Matière en suspension
MS −0,36 0,67*
mars-07
r
Carbone organique total CO 0,467* −0,19
mai-07
m
Nitrates
NO
0,31
0,56*
DCO
DC
0,05
0,06
DBO5
DB
0,01
0,10
Les valeurs mentionnées en étoile (*) sont généralement significatives à p<0,05.
En outre, la première composante (F1) : déterminée par la conductivité (r=0,88) et la
salinité (r=0,92), définit un gradient de minéralisation. Cette constatation a été retenue dans
l’estuaire de Sebou (Fekhaoui, 1993). Par contre l’axe factoriel (F2) : est représenté
négativement par la température de l’air et de l’eau, opposé à la MES (r= 0,68) et NO3 (r=
0,56). Il définit un rythme saisonnier qui se traduit par un gradient hiver-été et des paramètres
physicochimiques de l’eau en MES (Figure 19B) liés aux variations saisonnières telles que les
MES et NO3. Ces résultats sont en accords avec ceux annoncés par Fekhaoui (1993) sur
l’oued Sebou et Serghini (2003) sur les zones humides de Mohammedia.
A cette typologie de variable est associée une typologie spatiale des relevées. Aussi, la
structure typologique dégagée par le plan F1XF2 (Figure 19C) montre-elle l’individualisation
de trois zones selon leur qualité hydrochimique :
GI : Une zone formée par les relevés de la station 1 caractérisés par une faible minéralisation
et par les relevés de la station 2 dont la minéralisation est moyennement.
GII : Une zone intermédiaire formée par les relevés de la station 3 dont lesquels elle se
caractérise par une minéralisation moyenne.
GIII : Une zone formée par les relevés de la station 4 et 5 se caractérisent par une forte
minéralisation.
I.4.5. Dynamique marégraphique des paramètres physicochimiques de l’eau de
l’estuaire du bas Loukkos
L’influence de la dynamique de la marée sur le fonctionnement de l’hydrosystème de
l’estuaire du bas Loukkos, se dégage nettement à travers la figure 20 où sont représentées
séparément les relevées effectuées à MH et ceux effectuées à MB au niveau des stations de
l’estuaire (Tableau I.7, Annexe tab. 6, Annexe tab. 7, Annexe tab. 8, Annexe tab. 9, Annexe
tab. 10).
58
Tableau I.7 : Répartition de l’inertie entre les deux axes (F1XF2) pendant les deux cycles
(MH et MB).
MB
MH
F1=27,89
F2=23,08
F1=24,89
F2=21,50
Valeur propre
3,068
2,539
2,738
2,366
Variabilité (%)
27,895
23,083
24,891
21,505
% cumulé
27,895
50,978
24,891
46,397
59
Valeur propre (%) à MH
Valeur propre (%) à MB
3,5
3,0
2,5
2,0
2,8
2,7
2,6
2,5
1,5
2,4
1,0
0,5
2,3
2,2
0,0
2,1
F1=27,89
F2=23,08
F1=24,89
Variables à MH
F2=21,50
F2
F2
Variables à MB
1
1
OD
CO
0
0
MH
ND
0
3
SG
SB
JA
JD
SE
JG
NE
NG
JB
2
rG
ME
0
GII
GI
-1
rE
MG
mG
rB
mE
RB
GIII
jE
F1
1
mB
GIII
GII
jG
0
RE
-2
NB
F1
mA MA
rD MD
RA
rA SA
jB
-1
RG
GI
jA
-3
1
JE
NA
2
1
F1
DC
MB
4
3
T°e
T°a
OD
MS
-1
1
DB
NO
-1
F2
-1
DB
NO
MS
pH
0
F1
Ce
CO
F2
-1
DC
Sa
Ce Sa
pH
T°e
T°a
mD
-2
SD
MB
RD
jD
-3
-4
-6
-5
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
-6
-5
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
Figure 20 : Approche graphique de l’analyse en ACP de la dynamique marégraphique :
répartition de l’inertie entre les axes, cercle de corrélation des variables et carte factorielle des
stations (MH et MB).
A marée haute (MH) : la remonté des eaux marines entraîne une forte minéralisation
au niveau des stations avales GIII (4 et 5) qui se traduit par l’enrichissement des eaux en
60
éléments minéraux essentiellement en chlorures, avec apparition d’un gradient de
minéralisation amont-aval très prononcées, cette situation pourrait s’aggraver en été où
généralement les précipitations sont faibles et les apports en eau douce amont sont très
réduites. Ce gradient est mois important en raison des eaux amont qui sont moins chargées
entraînant une dilution nettement observée au niveau de la S1. La S5, montre une
minéralisation plus importante que celle des stations 1 et 2 (GI) à cause de la faible
hydrologie fluviatile. Alors que, en hiver si l’hydrologie le permet, cette dilution s’observe
nettement au niveau de la S1 et S2 (Annexe tab. 9, Annexe tab. 10 ; figure 20).
A l’inverse, lors de la marée basse (MB), nous assistons à un changement relativement
important en ce qui concerne la qualité hydro-chimique de l’ensemble des stations excepté de
la station 1 qui reste sous l’influence des eaux douces, le gradient d’enrichissement en matière
organique et en NO3 sont assez prononcé en marée basse. Les eaux amonts (GI) plus chargées
en sels dissous et en éléments nutritifs entraînent une dilution relative des eaux des stations
avales (GIII) qui sont plus enrichies en ces éléments. Cependant, la charge polluante totale
amont, en se déplaçant vers l’aval, contribue à l’enrichissement en matière organique des eaux
des stations avales. Les stations 4 et 5 restent très minéralisées sous l’influence marine vu leur
situation à proximité de l’embouchure (Annexe tab. 9 ; Annexe tab. 10 ; figure 20).
I.4.6. Dynamique de l’hydrosystème des paramètres physicochimiques de l’eau de
l’estuaire du bas Loukkos
La synthèse globale offerte par l’analyse factorielle menée sur l’estuaire du bas
Loukkos, nous a fourni une approche de structure de fonctionnement de cet écosystème
aquatique. Elle se résume par la présence de deux principaux gradients : une minéralisation
croissante de l’amont à l’aval, et un enrichissement en matière organique azoté, qui semble
être conditionné par les variations saisonnières (le pôle positif de ce gradient se situe en
hiver). Ce dernier semble de moindre importance par rapport au premier (figure 21).
L’analyse par campagne permet de mieux comprendre le fonctionnement de
l’hydrosystème. C’est ainsi que la figure 21 qui illustre cette représentation selon le plan
factorielle F1XF2, nous a permet de distinguer deux situations A et B différentes les unes des
autres par la position de leurs relevées (stations). La structure a concerné toutes les stations. Y
compris S5 qui est considérée comme milieu franchement marin (Annexe tab. 11).
61
Figure 21 : Représentation graphique dans le plan F1XF2 de l’évolution spatiale de la qualité
des eaux de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque campagne.
62
Situation A
Cette situation montre une qualité d’eau très différente d’une station à une autre du fait
que les relevés de ces derniers se trouvent espacées les unes des autres dans le plan factoriel
(F1XF2). Elle rassemble les campagnes des mois juil-06, sept-06, janv-07 et mai-07 qui se
caractérisent par des conditions hydrologiques bien particulières quand à leur position sur le
plan factoriel, il se situe du côté fortement minéralisé.
Les relevés des stations avales S4 et S5 sont très espacés les uns des autres sur le plan
factoriel et sont soumet aux effets de la marée. Ces relevés se trouvent légèrement déplacer
vers le pôle positif du gradient de minéralisation principalement à marée haute avec un
gradient de minéralisation amont-aval plus prononcé en été qu’en hiver.
Cependant Par rapport aux autres gradients, l’ensemble de ces stations abrite une
charge mois importante en NO3 à l’exception.
Situation B
Elle concerne uniquement les campagnes du mars-06, mai-06, novembre-06 et mars2007. Elle se caractérise par un changement des conditions hydrologiques (averses). Les
relevés des stations occupent sur le plan factoriel une position plus au moins accentuée vers le
centre. Cependant en comparaison avec la situation précédente, il y a eu un déplacement de
l’ensemble des relevés vers le pôle positif du gradient d’enrichissement en NO3 sauf les
relevés du mois mars-06 dû aux apports d’origine exclusivement continentale, liées surtout à
la nature du substrat et d’autre part aux apports de lessivage des terrains agricoles. L’influence
marine est exclue puisqu’il s’agit d’une situation peut être une marée basse. Vis-à-vis du
second gradient de minéralisation, la station 1 montre une minéralisation de moindre
importance. En plus, les teneurs en MES importantes lors des crues ont contribué à
l’augmentation de cette charge organique. Au niveau de la S3 qui a fait l’exception par sa
surprenante position tout à fait au centre par rapport aux deux gradients a dû bénéficier au
contraire d’un effet positif par la dilution avec les eaux de crue relativement moins chargé.
I.5. Grands traits du fonctionnement hydrologique de l’estuaire du bas
Loukkos
L’étude typologique entreprise durant les campagnes de prélèvement dans l’estuaire
du bas Loukkos a permis de définir les grands traits de son fonctionnement hydrologique. Les
résultats de l’ACP et de l’AFD ont montré que le pourcentage de la variabilité inter-station est
faible, de l’ordre de 33 % pour les deux cycles de marées (Tableau I.8).
63
Tableau I.8 : Pourcentages des différents types de variabilité obtenue par l’analyse factorielle
discriminante (AFD).
Pourcentage de variabilité (%)
Type de variabilité
MH
MB
Intra-stations/inter-stations
20/33
20/33
Intra-mois/inter-mois
6/13
6/13
Ce pourcentage de variabilité est attribué à la température et le pH qui montrent une
variation spatio-temporelle très significative pour les deux cycles de marées (à p<0,001) et
significative à cycles différents (p<0,05) à la salinité, la conductivité, les nitrates, les matières
en suspension et la demande biologique en oxygène (Tableau I.9).
Tableau I.9 : Résultats de l’analyse de variance (ANOVA) des paramètres hydrologiques.
Stations
Mois
Marée Haute
Marée Basse
Marée Haute
Marée Basse
Paramètres
F
P>F
F
P>F
F
P>F
F
P>F
Te (°C)
Inf <0,0001*** Inf <0,0001*** Inf <0,0001*** Inf <0,0001***
pH
Inf <0,0001*** Inf <0,0001*** Inf <0,0001*** Inf <0,0001***
Sa (g/l)
26,927
0,036*
1,172
0,460
0,006
0,994
1,178
0,381
Ce (mS/cm) 20,779
0,046*
1,536
0,394
0,121
0,888
0,309
0,747
OD (mg/l) 15,956
0,059
0,235
0,810
1,949
0,237
0,439
0,667
MS (mg/l) 0,576
0,635
2,562
0,281
0,192
0,831
9,213
0,021*
CO (mg/l) 6,263
0,138
11,207
0,082
0,088
0,917
0,397
0,692
NO (mg/l) 39,487
0,025*
9,627
0,094
0,231
0,802
1,081
0,407
DC (mg/l) 10,957
0,084
1,342
0,427
0,539
0,614
0,656
0,558
DB (mg/l) 0,252
0,799
21,670
0,044*
1,596
0,291
0,617
0,576
Les valeurs du test statistique (F) et celles de la probabilité sont mentionnées [ns : (p>0,05); * : (p<0,05) ; ** : (p<0,01) ; *** : (p<0,001)].
De telles structures hydrologiques spatiales déterminées à chaque cycle de marée
montrent que malgré l’étroitesse du goulet, les eaux océaniques constituent le moteur
principal de circulation des eaux intra-estuaire. Le volume des eaux océaniques oscillant dans
l’estuaire est plus élevé que celui des apports d’eaux continentales, véhiculés par les oueds
afférents, essentiellement ceux provenant des oueds Mansora, Ouarour et Alza sur la rive
droite et Sakhsoukh et Smid El Ma sur la rive gauche. Quoique les apports continentaux
soient négligeables par rapport aux apports marins, leur effet est plus ressenti à marée basse,
tout en décrivant un gradient aval–amont. À ce gradient décroissant hyalin se manifestent des
gradients écologiques des différents peuplements qui colonisent cet écosystème, tant dans la
composition qualitative des peuplements que dans les paramètres de structure (richesse
spécifique, densité, biomasse), depuis la communication avec la mer jusqu’aux zones les plus
internes
de
l’estuaire.
Bazairi
et
al.
(2005)
ont
déterminé
trois
peuplements
macrozoobenthiques en allant de l’aval vers l’amont de l’écosystème. Le premier est un
peuplement des Annélides Polychètes. Le deuxième est un peuplement des Crustacés. Le
troisième est un peuplement des Bivalves.
64
I.6. Bilan
Les conclusions retenues au terme du chapitre I de la deuxième partie, nous ont permis
d’établir dans un premier temps un constat de la qualité des eaux superficielles de l’estuaire
du bas Loukkos, par le suivi et l’analyse spatio-temporelle d’un certains nombres de traceurs
physicochimique. Les valeurs moyennes s’étendent sur un des deux cycles annuels 2006-2007
couvrant une longue période de sécheresse et deux crues qui a lieu pendant les mois de février
et mars 2006 et mars 2007. Le diagnostic a révélé la présence d’une charge organique et
minérale importante en aval des points des rejets de l’estuaire du bas Loukkos. Il donne
l’image classique d’une pollution intense qui traduit l’impact insidieux d’une activité humaine
très développée dans la région par le biais des rejets domestiques et industriels. Cependant
cette charge totale n’est pas constante, elle fluctue dans le temps et dans l’espace.
Les résultats de l’analyse des paramètres physico-chimiques des échantillons prélevés
de l’estuaire du bas Loukkos qui sont exposés dans ce chapitre nous ont permis d’évaluer la
qualité des eaux ainsi que de la dégradation de cette qualité dans la S1. Ces résultats ont
montré globalement que les paramètres de salinité enregistrée au niveau des prélèvements
sont d’une minéralisation forte avec des teneurs élevées en chlorures.
Pour les MES, nous remarquons que la teneur en eau augmente dans les sédiments
lorsque ces matières augmentent.
Les caractéristiques physico-chimiques de l’eau de l’estuaire du bas Loukkos
présentent des variations saisonnières assez marquées, ceci a été mis en évidence par l’ACP
des correspondances de l’ensemble des données de la détermination des paramètres
physicochimiques des eaux des cinq stations pour huit campanes.
A partir des résultats présentés dans ce chapitre, nous serons amenés à déterminer les
contaminations des sédiments, de l’eau et des poissons par les métaux lourds. Ceci sera traité
dans les chapitres suivants (II, III et IV).
65
II.1. Introduction
Les agglomérations urbaines de la ville de Larache sont susceptibles de perturber
l’équilibre écologique de l’estuaire du bas Loukkos, à cause de leur essor démographique et
industriel. Les sédiments de cet estuaire ont été prélevés et analysés dans le but de déterminer
leurs principales caractéristiques. Les teneurs en métaux ont été évaluées dans la fraction
inférieure à 63 µm.
L’estuaire du bas Loukkos est un milieu propice à la sédimentation et est soumis à une
grande diversité de sources de contamination, et ce, depuis plusieurs décennies. Les sédiments
de cet estuaire constituent ainsi de véritables indicateurs de l’histoire de la contamination des
eaux douces de l’oued Loukkos. Les interactions physiques, chimiques et biologiques qui se
déroulent entre l’eau douce et l’eau de mer peuvent avoir des influences sur le transport des
ETM dans les sédiments. L’accumulation des ces éléments dans les sédiments peuvent avoir
de séreux problèmes environnementaux et surtout les organismes aquatiques.
II.2. Détermination de la teneur métallique naturelle des sédiments
La taille des particules est l’un des facteurs les plus significatifs influençant la capacité
des sédiments pour concentrer les métaux lourds. Nous avons opté à analyser une fraction
granulométrique bien définie (< 63 µm) car elle nous a semblé offrir une meilleur garantie de
la validité de comparaison que nous serons amenés à nous faire entre les teneurs métalliques
des sédiments des différentes stations choisies (Klamer et al., 1990 ; Ferreira et al., 1996 ;
Balls et al., 1997 ; Meador et al., 1998 ; Harland et al., 2000). En effet la fraction fine (<63
µm) est généralement riche en polluant et contient une grande partie de niveau d’argile, AlFe/Mn d’oxyhydroxyde, de silice amorphe et de matière organique/humique qui absorbent
activement et concentrent les polluants (Forstner et Patchineelam, 1980 ; Thorne et Nickless,
1981 ; Salomons et Forstner, 1984 ; Reitner et Kralik, 1997).
Pour
obtenir
les
meilleures
conditions
de
comparaison
dans
une
étude
environnementale, il est nécessaire que ces échantillons de référence soient nombreux, de
granulométrie et de compositions équivalentes et d’origines géologiques identiques.
66
Plusieurs possibilités ont été discutées pour établir le bruit de fond. Il est ainsi possible
de se rapporter au Tableau II.1.
La composition moyenne des schistes dans la mesure où l’on peut considérer que les
schistes présentent des sédiments argileux fossiles. Cette démarche a été préconisée par
Turekian et Wedpohl (1961). Ces valeurs de référence sont rapportées dans le Tableau II.2.
Des sédiments aquatiques fossiles d’environnement biens définis : lac d’origine
météorique d’Allemagne du sédiment par exemple (Forstner, 1977).
Des dépôts récents dans des zones non contaminées. Il sera toutefois alors nécessaire de faire
la part de la diagenèse précoce qui modifiera par exemple les teneurs en Mn et Fe et la
coprécipitation avec les carbonates.
De courtes carottes de sédiments datées qui apportent un enregistrement historique des
évènements qui se sont produit dans le bassin versant d’une rivière d’un lac ou d’un estuaire
particulier. Ces carottes ont un double avantage dans la mesure où, outre la possibilité qu’elles
offrent de dégager un niveau de référence, elles informent, sur les variations des apports au
cours d’une certaine période de temps.
Tableau II.1 : Teneurs naturelles en ETM dans les sédiments exprimées (µg/g du poids sec).
Nature des sédiments Fe
Zn
Cu Cr Pb Cd
Référence
13200 44,3
16,6 0,1 Nicolaidou et Nott (1998)
Sédiment non pollué
50
20
20 0,1 O’reilly Wiese et al. (1995)
Matériel non pollué
< 90
< 25 - < 40 Modérément pollué
90-200 25-50 - 40-60 Hamdy et Post (1985)
Très pollué
> 200 > 50 - > 60 > 6
-75
25
50
Fraction<80µm
Robe (1981)
47000 120
15
65
4
Fraction<125µm
Sédiments lacustres 43400 118
45
34 0,4
Forstner (1977)
Sédiment du Rhin
32300 115
51
30 0,3 Forstner et Mûller (1973)
Subactuels
Tableau II.2 : Niveau de référence des concentrations en métaux dans les sédiments fins de
différentes origines (µg/g du poids sec ; RNO, 1998).
Régions
Zn
Cu
Pb
Cd
Sources
Middleton et Grant
Humber
24
17
22
(1990)
Wadden Sea
103
22
37
Kramer et al. (1984)
Rade de Venise
49
15
23
0,2
Donazolo et al. (1984)
Cauwet et Monaco
Mer Ligure
60-85 20-30
(1982)
Estimation du bruit
de fond
50±5
15± 5
25±5
0,15±0,15 Whitehead et al. (1984)
Méditerranéenne
Côte Française
90
30
30
0,15
R.N.O. (1998)
Estuaire du Loukkos 115,41 16,85
69,26
1,10
Présent travail
67
A partir du Tableau II.1 qui regroupe les concentrations considérées comme naturelles
des différents types de sédiments, les travaux du Réseau National d’Observation de la qualité
du milieu marin (RNO, 1998) a adopté que les concentrations ne dépassent pas 0,15 µg/g de
Cd, 30 µg/g de Pb, 30 µg/g de Cu et 90 µg/g de Zn ne traduisant pas de contamination
significative pour un sédiment fin de surface.
Le dosage des métaux lourds dans les sédiments revêt un aspect quantitatif. En effet,
l’appréciation de leur degré de pollution devrait faire la part de ce qui provient effectivement
des rejets, mais aussi de la disponibilité de ces métaux vis-à-vis des autres composantes du
milieu aquatique (Arnoux et al., 1981). La caractérisation du contenu en éléments métalliques
des sédiments est essentielle.
Etant donné que la majeure partie des divers polluants couramment observés dans les
milieux aquatiques se trouve toujours finalement plus au moins associée aux sédiments. Il
convient donc de surveiller en permanence l’évolution des teneurs en métaux de notre
environnement aquatique afin de pouvoir tirer la sonnette d’alarme et prendre les mesures qui
s’imposent dès que ces teneurs dépassent les limites admissibles.
II.3. Évaluation de la variation spatio-temporelle de la contamination
métallique des sédiments
Les résultats des différents échantillons analysés sont présentés dans le Tableau II.3,
les figures 22−28 et Annexe tab. 12.
Tableau II.3 : Teneurs en métaux des différents échantillons de sédiments des différentes
stations exprimées en µg/g du poids sec sauf Fe en mg/g de l’estuaire du bas Loukkos durant
l’année 06/07 (moyenne±écart-type, valeurs limites).
S1
S2
S3
S4
S5
28,52±9,13
28,51±8,15
23,07±8,82
26,61±10,59
29,29±8,81
Fe
(39,82−15,69)
(40,28−21,40) (36,69−12,22) (37,91−12,20) (40,57−13,83)
129,36±22,85
130,13±15,35
109,78±8,80
102,00±6,85
105,80±4,88
Zn
(159,90−105,20) (154,60−115,2) (121,40−98,69) (111,20−93,70) (112,10−98,90)
14,63±12,39
14,04±8,55
13,50±11,27
19,07±5,21
23,03±7,71
Cu
(29,80−2,04)
(24,67−5,05)
(28,50−2,310) (25,40−10,62) (29,30−12,50)
70,13±30,64
50,78±24,27
21,87±34,91
83,23±29,50
45,88±52,31
Cr
(99,87−22,64)
(78,40−20,57)
(92,90−2,10) (111,70−30,28) (113,10−3,60)
64,24±41,71
63,18±42,16
49,37±51,75
97,23±41,68
72,29±53,88
Pb
(103,50−8,87)
(95,96−4,41)
(119,80 −1,20) (122,10−13,51) (124,30−5,66)
0,91±0,87
1,09±1,01
1,08±1,13
1,28±1,39
1,18±1,26
Cd
(2,30−0,09)
(2,57−0,06)
(2,89−0,05)
(3,40−0,01)
(3,10−0,09)
68
II.3.1. Le fer (Fe)
Le fer est un élément essentiel qui peut être toxique à forte concentration, il est parmi
les éléments les plus abondants dans les sédiments où les teneurs moyennes peuvent atteindre
des teneurs maximales de l'ordre de 29,29 mg/g dans la station 5 (S5), alors que dans la
station 3 (S3) où les teneurs sont les plus faibles, elles ne dépassent pas 23,07 mg/g. Ces
fortes teneurs de Fe se présentent sans doute sous deux formes du métal. De toute évidence la
majeure partie du fer est contenue dans les fines particules de limon et d’argile sous forme
d’hydroxyde de fer communs. Ainsi que d’autres auteurs (Welken et Weiller, 1987) ont
montré que la forte teneur en Fe peut être liée à la structure des silicates qui font partie des
constituants majeurs des sédiments.
La comparaison deux à deux des différentes teneurs métalliques montre que la teneur
de toutes les stations présentent des différences significatives avec les teneurs métalliques
naturelles, en effet des teneurs moins faibles ne dépassant pas 47000 µg/g (fraction <125 µm)
et 43400 µg/g (sédiments lacustres) qui représentent les teneurs considérées comme teneurs
naturelles (respectivement, Robe, 1981 ; Forstner, 1977) ce qui traduit qu’il n’y a pas de
contamination (Tableau II.3 et figure 22). En plus les teneurs de cinq stations ne présentent
pas de différence significative à un niveau de 5% (p>0,05) (Test Friedman).
Le profil longitudinal montre que les teneurs les plus élevées sont obtenues dans la S5
qui est une station de déversement des eaux usées des usines de congélation, de conserverie,
S2
S3
S4
S5
Fe (mg/g)
S1
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
m
ar
s-0
6
m
ai
-0
6
ju
ilm 06
ar
s-0
7
m
ai
-0
7
ju
il07
Fe (mg/g)
des farines de poissons, lessivage des terrains, apport industriels, exploitation de sables…
Mois
Min
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
S1
S2
Max
S3
Moy
S4
S5
Stations
Figure 22: Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Fe dans les sédiments dans
les différentes stations d'étude et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce
paramètre.
69
II.3.2. Le zinc (Zn)
Le Zn est un élément essentiel à faible teneur, mais qui cause une toxicité aigue à forte
dose. Les teneurs du zinc relevées dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos montrent
une valeur maximale qui est de l'ordre de 130,13 µg/g enregistrée dans la S2. Alors que dans
la S4 la teneur enregistrée ne dépasse pas 102 µg/g.
En comparant les différentes teneurs entre elles et la teneur de la station de référence
(Tableau II.3 et Figure 23), on constate que la station de référence présente une différence
significative avec les différentes teneurs obtenues au niveau des autres stations. En effet les
teneurs de toutes les stations ne dépassent pas les teneurs naturelles du Zn (90−200 µg/g) qui
sont représentées par les sédiments côtiers (Hamdy et Post, 1985) ce qui traduit qu’il n’y a pas
une contamination moyenne. Alors que les teneurs de cinq stations présentent une différence
significative à un niveau de 5% entre la S2 et S4 (p<0,05).
Le profil longitudinal montre que la teneur la plus élevée est obtenue dans la station 2
(S2). Ceci est lié à l'importance des agglomérations industrielles, rurales et urbaines,
l'importance des rejets des usines de congélation, de conserverie et des farines de poissons,
S2
S3
S4
S5
Zn (mg/kg)
S1
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
m
ar
s-0
6
m
ai
-0
6
ju
ilm 06
ar
s-0
7
m
ai
-0
7
ju
il07
Zn (mg/kg)
agglomérations industrielles, agriculture, exploitations minières…
Mois
Min
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
S1
S2
Max
S3
Moy
S4
S5
Stations
Figure 23 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Zn dans les sédiments dans
paramètre.
II.3.3. Le cuivre (Cu)
Le Cu est un élément essentiel pour tous les organismes vivants mais il est toxique à
forte teneur. Les teneurs du cuivre relevées dans les stations montrent une valeur maximale
qui est de l'ordre de 23,03 µg/g dans la S5. Alors que dans la S3 la teneur est minimale, elle
ne dépasse pas 13,50 µg/g.
70
(Tableau II.3 et figure 24), on constate que la teneur de cette dernière présente des différences
significatives avec les différentes teneurs obtenues au niveau des autres stations. En effet,
toutes les stations présentent des teneurs moins faibles ne dépassant pas 30 µg/g qui
représentent les teneurs considérées comme teneurs naturelles dans les sédiments côtier
(RNO, 1998) ce qui traduit qu’il n’y a pas de contamination. Alors que les teneurs de cinq
stations ne présentent pas de différence significative à un niveau de 5% (p>0,05) (Test
Friedman).
Le profil longitudinal montre que la teneur la plus élevée est obtenue dans la (S5).
Ceci est lié à l'importance des rejets des différentes manipulations, exploitation de sables,
ainsi que les rejets de poissons, agglomérations rurales, terrassage du sol, rejets de l’Oued
Loukkos,…
La différence entre les stations les plus contaminées et les moins contaminées est plus
importante que pour le Cu. Ceci témoigne d’une contamination plus au moins ponctuelle. Par
ailleurs nous remarquons que seuls les stations avales sont les plus contaminées, ceci lié aux
rejets industriels. Ces éléments sont doués d’un grand pouvoir complexant, semblent
manifester une plus grande affinité vis-à-vis du sédiment.
S2
S3
S4
S5
30
30
25
25
20
20
15
10
5
Min
35
Cu (mg/kg)
Cu (mg/kg)
S1
35
Max
Moy
15
10
5
0
m
ar
s-0
6
m
ai
-0
6
ju
ilm 06
ar
s-0
7
m
ai
-0
7
ju
il07
0
Mois
S1
S2
S3
S4
S5
Stations
Figure 24 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cu dans les sédiments dans
paramètre.
II.3.4. Le chrome (Cr)
Les teneurs du Cr relevées dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos montrent
une valeur maximale qu'est de l'ordre de 83,23 µg/g dans la (S4). Alors que dans la (S3), la
teneur ne dépasse pas 21,87 µg/g (Tableau II.3 et figure 25).
71
(Cr=100 µg/g suspension d’estuaire non pollué ; Boust, 1981), on constate que la teneur de
cette dernière présente des différences significatives avec les différentes teneurs obtenues au
niveau des stations. Ce qui traduit qu’il n’y a pas de contamination. Alors que les teneurs de
cinq stations présentent une différence significative à un niveau de 5% entre S3 et S4 (p<0,05)
(Test Friedman).
Le profil longitudinal montre que la teneur la plus élevée du Cr est obtenue dans la S4.
Ceci est dû probablement à l'importance des rejets des usines de congélation, de conserveries
de poisson, des usines de la fabrication des farines de poissons, rizicultures, atelier de
traitement de surface, les effluents domestiques, les eaux de ruissellement en milieu urbain,
tanneries, textiles…etc.
S1
120
S2
S3
S4
S5
80
80
Cr (mg/kg)
100
Cr (mg/kg)
100
60
40
20
Min
120
Max
Moy
60
40
20
0
m
ar
s-0
6
m
ai
-0
6
ju
ilm 06
ar
s-0
7
m
ai
-0
7
ju
il07
0
Mois
S1
S2
S3
S4
S5
Stations
Figure 25 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cr dans les sédiments dans
paramètre.
II.3.5. Le plomb (Pb)
Le Pb est un métal toxique généralement présent en faible quantité. En effet, les
teneurs relevées dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos montrent une valeur
maximale qu'est de l'ordre de 97,23 µg/g enregistrée dans la S4. Alors que dans la S3 la teneur
enregistrée ne dépasse pas 49,37 µg/g.
(Tableau II.3 et figure 26), on constate que cette dernière présente des différences
significatives avec les différentes teneurs obtenues au niveau des autres stations. En effet,
toutes les stations présentent des teneurs élevées dépassant 30 µg/g qui représentent les
concentrations considérées comme naturelles dans les sédiments côtiers (RNO, 1998) ce qui
72
traduit qu’il y a une contamination. Alors que les teneurs de cinq stations présentent une
différence significative à un niveau de 5% entre la S3 et S4 (p<0,05).
Le profil longitudinal montre que la teneur la plus élevée du Pb est obtenue dans la
(S4). Ceci est lié à l'importance des agglomérations industrielles rurales et urbaines,
l'importance des rejets des usines de congélation, de conserverie et des farines de poissons, les
fumées des fonderies, des incinérateurs, des gazes d’échappement des véhicules...
S1
140
S2
S3
S4
S5
100
100
Pb (mg/kg)
120
Pb (mg/kg)
120
80
60
40
Min
140
20
Max
Moy
80
60
40
20
0
m
ar
s-0
6
m
ai
-0
6
ju
ilm 06
ar
s-0
7
m
ai
-0
7
ju
il07
0
Mois
S1
S2
S3
S4
S5
Stations
Figure 26 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Pb dans les sédiments dans
paramètre.
II.3.6. Le cadmium (Cd)
Le cadmium est après le mercure le plus toxique des métaux lourds pour les animaux
aquatiques (Wilson et al., 1981 ; Elkaim, 1992). Les teneurs moyennes du cadmium relevées
dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos montrent une valeur maximale qui est de
l'ordre de 1,28 µg/g enregistrée dans la S4. Alors que dans la S1 la teneur enregistrée ne
dépasse pas 0,91 µg/g.
En comparant les différentes teneurs entre elles et la station de référence (Tableau II.3
et figure 27), on constate que cette dernière présente une grande différence significative avec
les différentes teneurs obtenues au niveau des autres stations. En effet les teneurs des stations
dépassent les teneurs naturelles (0,15 µg/g ; RNO, 1998) ce qui traduit une contamination
métallique. Alors que les teneurs des cinq stations ne présentent pas une différence
significative (p>0,05).
Le profil longitudinal montre que la teneur la plus élevée du Cd est obtenue dans la
(S4). Ceci est lié à l'importance des agglomérations industrielles, rurales et urbaines,
l'importance de rejets des usines de congélation, de conserverie et des farines de poissons,
agriculture, exploitation de sable, tabagisme, vin…
73
S3
S4
S5
Min
4
Max
Moy
4
3
Cd (mg/kg)
Cd (mg/kg)
S2
3
2
2
1
1
0
m
ar
s-0
6
m
ai
-0
6
ju
ilm 06
ar
s-0
7
m
ai
-0
7
ju
il07
S1
4
3,5
3
2,5
2
1,5
1
0,5
0
Mois
S1
S2
S3
S4
S5
Stations
Figure 27 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cd dans les sédiments dans
paramètre.
On peut établir les ordres d'enrichissements des stations pour chaque métal et on
obtient le résultat dans le Tableau II.4.
Tableau II.4 : Ordre d'enrichissement des sédiments de stations.
Eléments métalliques
Ordres d'enrichissement
Fe
S5 > S1 > S2 > S4 > S3
Zn
S2 > S1 > S3 > S5 > S4
Cu
S5 > S4 > S1 > S2 > S3
Cr
S4 > S1 > S2 > S5 > S3
Pb
S5 > S4 > S1 > S2 > S3
Cd
S4 > S5 > S2 > S3 > S1
Ainsi, on peut établir un ordre d'enrichissement pour les différents éléments
métalliques dans les différentes stations d'étude et on obtient le résultat dans le Tableau II.5.
Tableau II.5 : Ordre d'enrichissement des éléments métalliques
Stations
Ordre d'enrichissement
S1
Fe > Zn > Cr > Pb > Cu > Cd
S2
Fe > Zn > Pb > Cr > Cu > Cd
S3
S4
Fe > Zn > Cr > Pb > Cu > Cd
S5
Puis, on peut établir un graphique sémantique différentiel pour les différents éléments
métalliques dans les sédiments dans les différentes stations d'étude lors des différentes
campagnes de prélèvements et on obtient le résultat dans la figure 28.
74
Graphique sémantique différentiel des sédiments
mar-06/S1
mar-06/S2
Fe
mar-06/S3
mar-06/S4
mar-06/S5
mai-06/S1
Zn
mai-06/S2
mai-06/S3
mai-06/S4
mai-06/S5
juil-06/S1
Cu
Descripteurs
juil-06/S2
juil-06/S3
juil-06/S4
juil-06/S5
Cr
mar-07/S1
mar-07/S2
mar-07/S3
mar-07/S4
mar-07/S5
Pb
mai-07/S1
mai-07/S2
mai-07/S3
mai-07/S4
Cd
mai-07/S5
juil-07/S1
juil-07/S2
0
50
100
150
Valeurs
200
juil-07/S3
juil-07/S4
juil-07/S5
Figure 28 : Graphiques sémantiques différentiels des éléments métalliques dans les sédiments.
La figure 28 montre le graphique sémantique différentiel des ETM analysés dans les
sédiments. En effet, le Fe et le Zn montrent les teneurs les plus importantes de tous les
éléments métalliques de notre étude avec une teneur maximale qui peut atteindre jusqu’à
40,28 mg/g enregistrée dans la S5 et 159,90 µg/g enregistrée dans la S1, respectivement
enregistrée durant le mois de juillet 2006 et mai de 2006.
75
II.4. Bilan de la contamination métallique des sédiments
Les concentrations moyennes les plus élevées sont celles du Fe (27,20 mg/g) suivi du
Zn (115,41 µg/g), du Pb (69,26 µg/g), du Cr (54,38 µg/g), du Cu (16,85 µg/g) et du Cd (1,11
µg/g). Les stations S4 et S1 présentent les taux les plus élevés en éléments métalliques,
notamment dans le cas du Fe, du Cu, du Cr et du Pb en comparaison avec ceux de la station
S3 localisée plus loin des rejets. Cet enrichissement en éléments métalliques est à mettre en
relation avec les apports d’eaux usées de la ville de Larache qui se déversent dans la station
S4 et les eaux de vidange de la riziculture dans la station 1. En effet, le Fe, Zn, Cu et Pb sont
des éléments métalliques caractéristiques d’une pollution de type urbain (Bennasser et al.,
2000 ; El Morhit et al., 2008).
Dans toutes les stations, la teneur moyenne en Fe (27,20 mg/g) dépasse celle du
sédiment non pollué (13,20 mg/g) (Nicolaidou et Nott, 1998). L’excès de Fe pourrait provenir
du lessivage du sol agricole et du contexte géologique régional (richesse en ferromagnésiens
dans les sédiments) comme à Sidi Moussa et à Oualidia (Kaimoussi, 2002). Ainsi que pour le
Zn (115,41 µg/g), les teneurs sont supérieures aux teneurs de référence (90 µg/g) (USEPA,
1986) soulignant ainsi une pollution modérée par le Zn. Par contre pour le Cu (16,85 µg/g),
les teneurs sont inférieures aux teneurs de référence (RNO, 1995) qui sont de 30 µg/g.
Les sédiments de la zone de toutes les stations dépassent les références du Tableau II.6
(Hamdy et Post, 1985) concernant les teneurs en Pb, Cd et Zn et sont donc significativement
contaminées en métaux. Le niveau de contamination est considéré moyennement faible pour
les stations précitées avec des valeurs se situant au dessus des valeurs guides des teneurs
métalliques proposées par USEPA (1986). Il est supérieur à 0,15 µg/g pour le Cd, 30 µg/g
pour le Pb et 90 µg/g pour le Zn qui représentent les concentrations considérées comme
naturelles dans les sédiments côtiers (RNO, 1998).
Tableau II.6 : Valeurs guides des teneurs métalliques dans les sédiments (µg/g) proposées par
USEPA, d’après Hamdy et Post (1985).
Métal
Matériel non pollué
Modérément pollué
Très pollué
P.E
Cd
−
1,10
> 60
Cu
25−50
16,85
< 25
> 50
Pb
40−60
69,26
< 40
> 60
Zn
90−200
115,41
< 90
> 200
Une contamination significative a été notée pour le Cr, Pb et Cd. En effet, les teneurs
moyennes du Cr (54,38 µg/g) relevées dépassent celles de référence, qui sont de 3,8 µg/g dans
l’estuaire de Sebou (Mergaoui, 2003). Par ailleurs, l’évolution spatiale de cette contamination
fait apparaître un abaissement de la teneur en Cr au niveau de la station S3 (située au milieu
de l’estuaire). Cette réduction de la charge en Cr peut être liée à la dynamique marégraphique
76
de l’estuaire du bas Loukkos. En effet, la remontée des eaux marines très minéralisées
entraîne une remobilisation et un relargage des métaux particulièrement, le Cr à partir des
sédiments. Le déplacement de cette charge entraîne une augmentation de la teneur au niveau
de la station S4, la plus proche (El Morhit et al., soumis).
Par contre pour le Pb, les concentrations élevées ont été enregistrées au niveau des
stations 4 et 5 semblent lier en partie au grand trafic routier (route principale et autoroute) qui
relie Larache à Tanger. Le Pb, utilisé comme antidétonant dans les carburants des moteurs des
véhicules, est libéré directement dans l’atmosphère par les pots d’échappement (Conor, 1980).
Pour le Cd, les teneurs des stations étudiées dépassent la valeur limite de 0,15 µg/g qui
est présentée par RNO (1998) et donc les stations sont significativement contaminées. Le taux
global de ce métal dans les sédiments fins est loin d’être négligeable dans les stations étudiées
comparées aux teneurs naturelles. Les sédiments de ces stations sont difficiles à interpréter.
Une étude menue par l’Institut National de Recherche Halieutique (INRH) en 1996 dans les
sédiments du large dans la zone de Jorf Lasfar (Tableau II.7), les quatre stations ont des
concentrations en Cd comprises entre 1,60 µg/g et 5,80 µg/g de poids sec, ce qui traduit une
contamination importante et s’explique par la proximité de la zone portuaire, la centrale
thermique et le complexe Jorf Lasfar. La valeur 1,28 µg/g du Cd observée au niveau de la
station 4 reflète une contamination non négligeable. Dans cette station, ne peut expliquer la
forte teneur en Cd que par la proximité de la zone portuaire et les courants littoraux. Cossa et
Lassus (1989) décrivent les sédiments de la baie Seine comme étant particulièrement
contaminés par le Cd (plus de 6 µg/g) en relation avec les rejets de phosphogypses. Ainsi que,
Tahiri et al. (2005) décrivent les sédiments de l’estuaire de Bouregreg, dû probablement à un
apport occasionnel véhiculé par l’oued Akrach. Toutefois une origine marine par remonte
d’eau profonde (Upwelling) connu par leur charge importante en oligo-élément (Bruland et
Franks, 1983) est aussi envisageable.
Tableau II.7 : Teneurs métalliques en Cu et Cd (µg/g) au niveau de sédiment de large dans la
zone de Jorf Lasfar (INRH, 1996).
Distance côte
Profond
Nature du
Cd (µg/g) Cu (µg/g)
Sédiment
(Km)
(m)
sédiment
A1
1,1
18
Vase noir
5,80±2,15 25,0±21,20
Sable très fin
A2
2
20
5,10±1,16 10,20±2,43
légèrement vaseux
A3
1,8
15
Sable fin
5,00±2,53 11,12±3,14
Sable très fin
A4
3,5
30
1,60±1,52 10,12±0,20
légèrement vaseux
A5
5
35
Sable fin
ND
13,26±0,68
La comparaison du niveau de contamination de l’estuaire du bas Loukkos par rapport
aux autres estuaires marocains montre une contamination de ce site et ceci pour l’ensemble
77
des éléments dépassant de loin les valeurs relevées dans les sédiments de l’estuaire de
Bouregreg (Fe : 1,2 mg/g ; Zn : 61 ; Cu : 21 µg/g ; Cr : 39 µg/g ; Pb :17 µg/g et Cd : 0,02
µg/g) dans les sites considérés comme les plus pollués (Tahiri et al., 2005). Cette pollution
serait liée, du moins en partie, à une activité agricole basée sur l’usage massif de fertilisants et
de pesticides, sachant que les fongicides sont riches en zinc et en fer et que les composés
phosphatés contiennent d’importantes quantités de cadmium (le plomb est souvent associé au
cadmium). De plus, le charriage et le lessivage des terrains agricoles en période pluvieuse
favorisent l’accumulation des métaux dans les compartiments physiques. Par ailleurs, le
stockage des métaux au niveau des sédiments n’est pas forcément définitif. Les risques de
remobilisation, de biodisponibilité et donc de toxicité sont à craindre et constituent ainsi un
danger permanent pour toute la chaîne trophique (Fadil et al., 1997).
La concentration et le taux d’accumulation des métaux lourds dans les sédiments de
l’estuaire du bas Loukkos ont fournie une ligne de base fiable pour contrôler la pollution
métallique. Il est bien sûr impératif que dans n’importe quel programme de surveillance, les
échantillons de sédiments doivent avoir la même fraction granulométrique < 63 µm et le taux
de la matière organique semblables. Il semble que les concentrations de tous les métaux
analysés dans les sédiments marins sont significativement au dessous du niveau du seuil qui
est généralement suggéré d’avoir un effet biologique potentiellement défavorable (Long et al.,
1995).
La taille du sédiment et la teneur en carbone organique manifestent des commandes
principales sur l’abondance et la distribution des métaux dans les sédiments (Baptista Neto,
2000). Les activités humaines influencent lourdement le cycle biogéochimique par beaucoup
d’éléments métalliques tels que Cd, Cu, Pb et Zn. L’élévation de l’apport de ces éléments
résultant de l’activité humaine est compliquée (Lee, 1998). Les méthodes les plus appliquées
reconnues incluent des techniques de normalisation comme la taille des grains de sédiment, le
carbone organique et le Fe, ont recommandé d’analyser la concentration du métal dans la
fraction < 63 µm pour la correction de la taille du grain du sédiment (Szefer et al., 1996 ;
Klamer et al., 1990).
La granulométrie est sans doute le facteur naturel le plus important susceptible de faire
varier les concentrations en métaux traces d’un sédiment. Plus la taille des grains qui
composent un sédiment est faible plus sa capacité à fixer les métaux présents dans le milieu
est forte. De nombreux auteurs ont montré les relations existantes entre la teneur en élément
métallique et la granulométrie du sédiment, les valeurs les plus élevées se rencontrent en
général dans la fraction la plus fine des sédiments (Baier et Healy, 1977 ; Griggs et Jahanson,
78
1978). D’autres facteurs comme la composition minéralogiques interviennent également dans
des proportions non négligeables (Loring et Rantala, 1992).
Plusieurs méthodes ont été développées, pour permettre de comparer les résultats
obtenus sur des stations différentes, qui devraient être limités à des sédiments ayant une
origine commune. L’une des plus intéressantes consiste à étudier les variations des
concentrations en métaux en fonction d’un paramètre indicateur de la granulométrie ou de
toutes autres propriétés susceptibles de l’expliquer. Ainsi la proposition des particules
inférieures à une certaine classe de taille prend directement en compte les effets de la
granulométrie. Le carbone organique ou le Fe, en raison de fortes affinités qu’ils présentent
pour les métaux traces sont quelques fois utilisés bien qu’ils soient souvent d’origine
anthropique.
II.5. Evaluation du degré de contamination métallique des sédiments
II.5.1. Définition
La détermination des métaux lourds dans les sédiments constitue un instrument
d'évaluation du degré de pollution métallique du milieu aquatique.
Cependant, les résultats bruts sont relativement comparables entre eux car les
sédiments peuvent piéger et mémoriser un même flux polluant de manière plus ou moins
importante suivant leur composition chimique (BRGM/SGAL, 1982).
L’indice de contamination dépend des données naturelles employées. Pour le contenu
total du métal dans les sédiments, on peut fournir à ces données les concentrations moyennes
de métal de texture et des sédiments minéralogiquement équivalents, annoncées dans les
littératures ou mesurées par les auteurs dans une région primitive connue (Loring et Rantala,
1992 ; Gibbs, 1993), les techniques de normalisation par la concentration de fer et la
correction de la fraction < 63 µm sont adoptées pour différencier entre l’apport anthropique et
naturel (Rule, 1986 ; Ergin et al., 1991 ; Lee et al., 1998).
Au cours de notre étude, nous avons adopté l'indice de contamination (IC) qui tient
compte des teneurs de référence et ceci pour tenter de situer l'état actuel de la pollution
métallique de l’estuaire du bas Loukkos. L’interprétation et surtout l’évaluation du résultat de
l’indice de contamination du sédiment sont tributaires de la connaissance des teneurs de
référence. Or, ces dernières sont difficiles à établir de manière définitive en raison de leur
grande hétérogénéité liée principalement aux paramètres physico-chimiques, géochimiques et
lithologiques.
79
II.5.2. Evaluation du degré de contamination à partir des données brutes.
Pour comparer les stations les unes par rapport aux autres, nous avons calculé un
indice de contamination (IC) qui est défini par un élément donné, comme le rapport de la
teneur mesurée sur la teneur naturelle mesurée au niveau de la station de référence selon la
formule suivante (B.R.G.M/S.G.A.L ; 1982):
Teneur du métal
IC =
Teneur de référence
Remarque:
Si IC proche de 2 ; les sites considérées comme pas ou peu pollués par les sédiments.
Si IC est inférieur de 2 ; il s'agit dans cette fois à une erreur analytique d'une dilution
supplémentaire.
Si IC est supérieur de 2 ; plus le degré de pollution est grand.
Si on suppose que tous les micropolluants possèdent un même pouvoir polluant, on
peut calculer l'indice de contamination moyen (ICM) qui représente la moyenne arithmétique
de la station considérée. Ceci permet de caractériser globalement les différentes stations entre
elles.
Les IC pour chaque élément, chaque station et les ICM lors des cinq stations de
prélèvement dans les stations de l’estuaire du bas Loukkos sont présentés dans le Tableau II.8
et les figures (29 et 30).
L’intérêt de l’indice de contamination réside dans le fait qu’il permet de comparer le
degré de pollution de différentes localités par rapport à une moyenne régionale (station 3) ;
compte tenu de sa localisation loin de toute perturbation d’origine anthropique et de ses
faibles teneurs en métaux. Elle est considérée comme station de référence (SR) sachant
qu’elle ne reçoit pas de rejets industriels. Les résultats obtenus montrent des indices de
contamination plus au moins importantes selon les stations et les métaux. Les stations
présentent des IC>2 pour les métaux notamment Cr, témoignent de l’apport de l’activité
humaine (Angelidis et Aloupi, 1995). L’IC<2 pour la majorité des métaux notamment Fe, Zn,
Cu, Pb et Cd montrent l’apport naturel des bassins versants plutôt qu’à des apports
anthropiques (Tableau II.8).
80
Tableau II.8 : Indices de contamination (IC) et Indices de Contamination Moyen (ICM)
calculés par rapport à la station de référence (SR=S3) dans les sédiments de l’estuaire du bas
Loukkos.
IC
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
ICMT
S1
1,08
1,17
1,08
3,2
1,3
0,84
1,445
S2
1,09
1,18
1,04
2,32
1,27
1,01
1,318
SR
1
1
1
1
1
1
1
S4
1,03
0,92
1,41
3,8
1,96
1,18
1,716
S5
1,1
0,96
1,7
2,09
1,46
1,09
1,4
ICM
1,06
1,046
1,246
2,482
1,398
1,024
Le Tableau II.8 présente des IC (Cr) > 2 pour toutes les stations ce qui met en
évidence la contribution de l’activité anthropique. En effet l’IC pour le Cr est généralement
supérieur à 2.
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
IC
4
3,5
3
2,5
2
1,5
1
0,5
0
S1
S2
SR
S4
S5
Stations
Figure 29 : Variation spatiale de l’indice de contamination des sédiments dans les différentes
stations d’étude en rapport avec celles trouvées dans la station 3 de l’estuaire du bas Loukkos.
La figure 29 montre que cet indice est dominé par l’indice de contamination (IC) du
Cr dans les stations 1, 2 et 5, mais surtout la station 4 la plus proche des égouts, il reflète
l'effet des rejets de congélation, de conserveries, des farines des poissons, l’exploitation de
sable et de mines, tanneries, textiles…
Ainsi on peut établir les ordres d'enrichissement des stations suivantes pour chaque
métal, on obtient le résultat dans le Tableau II.9.
81
Tableau II.9 : Ordre d'enrichissement des stations pour chaque métal dans les sédiments.
Métaux
Zn
S2 > S1 > S3 > S5 > S4
Pb
S4 >S5 > S1 > S2 > S3
Fe
S5 > S2 > S1 > S4 > S3
Cr
S4 > S1 > S2 > S5 > S3
Cu
S5 > S4 > S1 > S2 > S3
Cd
S4 > S5 > S2 > S3 > S1
Pour ces différents indices de contamination, on peut évaluer une appréciation des
tendances de la pollution polymétallique qu'il est parfois difficile à mettre en évidence par
simple observation des valeurs particulières (Tableau II.8 et figure 30).
ICM
2
1,5
1
0,5
0
S1
S2
SR
S4
S5
Stations
Figure 30 : Variation spatiale de l’indice de contamination polymétallique moyen (Fe, Zn, Cu,
Cr, Pb et Cd) des sédiments dans les différentes stations d’étude.
Dans la figure 30, la comparaison des indices de contamination polymétallique (ICP)
montre que la station 4 présente la teneur la plus élevée de l'ordre de 1,71 traduisant ainsi une
forte contamination métallique de cette station de l’estuaire du bas Loukkos. En effet pour les
différentes stations, on définie dans l'ordre décroissant suivant:
I.C.M. (S4) > I.C.M. (S1) > I.C.M. (S5) > I.C.M. (S2) > I.C.M. (SR)
Par ailleurs, l’analyse détaillée de la contamination relative de chaque métal montre
que le mode de distribution et d’accumulation de ces éléments reste différents les uns des
autres et nous a permis de constituer deux groupes, un premier avec Fe, Zn et Cu, un second
avec Cr, Pb et Cd.
Le Fe, Zn et Cu présentent des IC non négligeable avec presque une constance des
valeurs au niveau des différentes stations. Cependant l’écart de cet IC entre la station la moins
contaminée et la plus contaminée reste très faible et très peu significatifs, il ne dépasse guerre
1,10 (S5) pour le Fe et 1,70 (S5) pour le Cu et 1,18 (S2) pour le Zn respectivement dans les
stations S5, S5 et S2 (Tableau II.10 et figure 31). Ces éléments peuvent être attribués soit à
une mobilité plus importante par rapport à celles des autres métaux, soit par une fixation
82
préférentielle de ces derniers sur des particules plus fines susceptibles d’être facilement
charriés et transportées plus loin. Leur présence est en fait liée à la structure des silicates qui
font parties des constituants majeurs des sédiments (Welken et al., 1987). De même le Fe est
considéré comme élément important pour le pouvoir complexant d’un sédiment, se présente
généralement sous forme d’hydroxyde insolubles pouvant ainsi entraîner en plus de leur
propre accumulation avec celle des autres métaux (Forstner et al., 1979). Ceci n’exclue pas
l’existence d’une part non négligeable de contamination due aux activités industrielles
nombreuses dans le bassin de Loukkos.
Tableau II.10 : Indices de contamination (Fe, Zn et Cu) calculés par rapport à la station de
référence (SR=S3).
IC
Fe
Zn
Cu
1,08
1,17
1,08
S1
1,09
1,18
1,04
S2
1
1
1
SR
1,03
0,92
1,41
S4
1,10
0,96
1,70
S5
5,30
5,25
6,23
TOTAL
Fe
IC
1,8
1,6
1,4
1,2
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
S1
S2
SR
S4
S5
Zn
Cu
Stations
Figure 31 : Variation spatiale des indices de contamination (Fe, Zn et Cu) calculée par rapport
à la station de référence (SR=S3).
Quant au Cr, Pb et Cd, les résultats obtenus montrent une contamination beaucoup
plus importante et plus localisée. A l’inverse des éléments précédents leur IC connaît une
augmentation spectaculaire de la station la moins contaminée (S3) à la plus contaminée (S4),
avec des valeurs atteignant 3,8 pour le Cr dans la station 4. Cette situation reflète l’état de la
charge toxique ponctuelle de certaines unités industrielles véhiculée par les eaux de l’estuaire
du bas Loukkos ; s’ajoute à ceci les apports latéraux et aussi de certains éléments métalliques
83
transportés par les eaux de ruissellement, principalement en période de traitement
phytosanitaire (pesticides) (Tableau II.11 et figure 32).
Tableau II.11 : Indices de contamination (Cr, Pb et Cd) calculés par rapport à la station de
IC
Cr
Pb
Cd
3,20
1,30
0,84
S1
2,32
1,27
1,01
S2
1
1
1
SR
3,80
1,96
1,18
S4
2,09
1,46
1,09
S5
12,41
6,99
5,12
TOTAL
IC
4
3,5
3
2,5
2
1,5
1
0,5
0
Cr
S1
S2
SR
S4
S5
Pb
Cd
Stations
Figure 32 : Les indices de contamination (Cr, Pb et Cd) calculés par rapport à la station de
Cependant leurs teneurs dans les sédiments sont très influencées par la présence de la
matière organique sur laquelle ils s’adsorbent préférentiellement à un autre support inerte.
L’analyse des IC pour l’ensemble des éléments permet d’établir la classification
suivante :
Ic Fe > Ic Cr > Ic Pb > Ic Cu > Ic Zn > Ic Cd
A travers ces résultats, nous remarquons que l’estuaire du bas Loukkos et ses affluents
s’avèrent sérieusement atteints par cette contamination métallique des sédiments. Cette charge
excessive pourrait avoir un impact très néfaste sur la capacité de défense du cours d’eau et de
son pouvoir auto-épurateur d’autant plus que celle-ci est dominée le plus souvent par les
métaux les plus toxiques.
L’activité industrielle reste donc la source principale de cette pollution de sédiment
sans toutefois exclure celle d’origine agricole surtout que la région se prête à une grande
activité de ce genre. En effet, les surprenantes valeurs des IC correspondants aux éléments les
84
plus toxiques (Cr, Pb et Cd) restent liées pour le Pb aux trafics routiers et aux unités
industrielles de tout le bassin de Loukkos, pour le Cr, il reste liée aux rejets de l’usine de
sucrière et les eaux de vidange des rizicultures, des tanneries, des textiles…
II.6. Interprétation de la contamination métallique des sédiments
Les résultats de la contamination métallique des sédiments ont permis de dresser un
premier constat de la dégradation de ce système. En effet, les sédiments montrent la présence
effective et dangereuse de six métaux étudiés.
La station de référence loin de toute perturbation, présente les teneurs faibles avec une
différence significative avec les autres stations et ceci pour les différents métaux à l’exception
de Pb, Fe et Cd. Par contre la station 4 semble la plus touchée par cette pollution métallique.
L'utilisation de l'indice de contamination (IC) qui tient compte des teneurs de la station
de référence, s'avère nécessaire et intéressante, car il permet une comparaison standardisée par
rapport aux teneurs de référence de différentes stations et il reflète l'effet des rejets ponctuels
de certaines unités industrielles (conserveries de poissons, congélation, farines de poissons,
terrassage des sols, exploitation de mines et de sables …) s'ajoutent à ces rejets des apports
latéraux de ruissellement.
Cependant, les résultats obtenus, s'ils confirment une nette contamination métallique
des sédiments de la station 4, soulèvent le problème de la biodisponibilité de ces éléments
dans les autres stations de l’estuaire du bas Loukkos. Cette différenciation due probablement
aux conditions du milieu, peut se refléter au niveau des organismes vivants, notamment les
poissons. Ceci nous a poussé à étudier la distribution tissulaire des métaux chez la faune
ichtyologique dans le but de vérifier ceci et d'élaborer le degré de contamination et les risques
toxicologiques qu'ils entraînent.
A travers le Test Friedman et avec un niveau de signification de 5% : on peut conclure
que :
•
Les ETM présentent des différences significatives sont : Cr, Pb et Zn
•
Les ETM ne présentent pas des différences significatives sont : Cd, Cu et Fe.
II.7. Analyse et structure typologique (ACP) de la contamination métallique
des sédiments
L’analyse multifactorielle (ACP) effectuée nous a permis de classer et de traiter les
informations relatives aux éléments traces métalliques dans les sédiments au cours des
85
campagnes (mars, mai et juillet) durant les deux années 2006 et 2007 par l’établissement des
corrélations entre l’ensemble des variables de l’estuaire du bas Loukkos.
Cette ACP est effectuée sur une matrice des données constituée de 30 prélèvements (5
stations X 6 campagnes) au cours desquels les 6 variables (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) ont été
mesurés.
Les valeurs propres des deux composantes F1 et F2 et leur contribution à l’inertie totale
sont représentées dans la figure 33. Les codes des variables ayant une forte corrélation et leurs
coordonnées sont représentés au niveau du Tableau II.12.
Tableau II.12 : Code de l’ACP et corrélations des variables des ETM dans les sédiments avec
les axes.
Stations
Code Campagnes Code
Variables
Code
Axe 1 Axe 2
Dhiria
D
Mars 06
R6
Fer
Fe
0,54
0,55*
Ain Chouk
A
Mai 06
M6
Zinc
Zn
-0,11
0,91*
Baggara
B
Juillet 06
J6
Cuivre
Cu
0,80*
-0,11
Grangha
G
Mars 07
R7
Chrome
Cr
0,67*
0,05
Embouchure
E
Mai 07
M7
Plomb
Pb
0,88*
-0,08
Juillet 07
J7
Cadmium
Cd
0,75*
-0,08
Les résultats du Tableau II.12 et la figure 33 A nous permettent une première
approche typologique des différentes variables selon leurs affinités et leurs regroupements sur
les deux premières composantes principales à partir de leur contribution. Les deux premiers
axes déterminent 65,60 % de l’information totale (46,16 % pour l’axe 1 et 19,44 % pour l’axe
2).
Les valeurs propres de l’ACP, le cercle de la corrélation et les cartes factorielles sont
représentées dans la figure 33.
L’examen de la matrice de corrélation entre variables (Tableau II.13) révèle la
présence :
D’un premier ensemble de variables, constitué de descripteurs bien corrélés entre
eaux, il s’agit du : Fe/Pb, Cr/Pb, Cu/Pb et Cd/Pb ; Cu/Fe ; Cd/Cr et Cd/Cu
Tableau II.13 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) des ETM dans les sédiments.
Variables
Zn
Pb
Fe
Cr
Cu
Zn
1
Pb
−0,134
1
Fe
0,201
0,374*
1
Cr
0,026
0,566*
0,193
1
Cu
−0,196
0,686*
0,445*
0,269
1
Cd
−0,076
0,541*
0,233
0,506*
0,478*
Cd
1
Les valeurs en étoile (*) sont significativement différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0,05
86
Figure 33 : Approche graphique de l’ACP des métaux dans les sédiments. A : Répartition de
l’inertie entre les axes, B : Cercles de corrélation des variables, C et D : Carte factorielle des
stations et des campagnes.
L’observation du cercle formé par les axes F1 et F2 montre selon l’axe F1 (horizontal)
une opposition entre les sédiments faiblement contaminés en métaux (Cu, Cr, Pb et Cd)
occupant la partie négative de l’axe et les sédiments fortement contaminés en ces métaux
occupant sa partie positive. Cet axe F1, il définit un gradient de contamination en Pb (r=0,88),
Cu (r=0,80), Cd (r=0,75) et Cr (r=0,67). Selon l’axe F2 (vertical), on note une opposition
entre les sédiments riches en métaux (Fe et Zn) occupant la partie positive de l’axe et les
sédiments pauvres en ces métaux occupant sa partie négative. Cet axe 2, il définit un gradient
de contamination en Zn (r=0,91) et Fe (r=0,55) (figure 33B). Cette répartition met en
évidence deux origines des sédiments : la première, endogène, est caractérisée par la présence
87
de ferromagnésien liée au contexte géologique de la région, alors que la deuxième est due à
l’activité anthropique.
L’analyse globale permet de définir une typologie dominée par l’individualisation de 3
groupes de stations GI, GII, GIII (figure 33C). Cette organisation spatiale dégage la position
exacte des stations par rapport à leur situation.
Groupe I (GI) comprenant les stations amont S1 (DR6, DM6, DJ6, DR7, DM7, DJ7)
et S2 (AR6, AM6, AJ6, AR7, AM7, AJ7) situées dans une zone caractérisée par une forte
activité agricole (riziculture) à l’origine de la présence du Zn et Fe dans les sédiments de cette
zone occupant la partie positive de l’axe F2. On peut appeler cette zone polluée en Fe et Zn.
Celui-ci est opposé au groupe III (GIII) représenté par les stations S4 (GR6, GM6, GJ6, GR7,
GM7, GJ7) et S5 (ER6, EM6, EJ6, ER7, EM7, EJ7) les plus en aval. Il est caractérisé par une
charge importante en métaux (Pb, Cu, Cd et Cr) occupant la partie positive de l’axe F1. La
présence de ces éléments dans les sédiments pourrait être liée à la courantologie (côte
atlantique marocaine est soumise à des upwelling intermittents, dont les eaux sont
généralement riche en éléments traces) (Bruland et al., 1983), aux eaux usées domestique de
la ville de Larache et au trafic routier (Pelletier, 2005). Le plomb est utilisé comme antidétonateur dans l’essence. En effet, les travaux de Miquel (2003) ont montré qu’une autoroute
de taille moyenne (25,000 véhicules/jour) produit une tonne de matières en suspension par km
et par an (1 km d’autoroute = 2 hectares), dont 25 kg d’hydrocarbures, 4 kg de zinc, 1/2 kg de
plomb. On peut appeler cette zone fortement polluée en Pb, Cu, Cd et Cr. D’autres auteurs ont
montré que cette situation peut être due à la nature des eaux dans ce milieu franchement marin
où les éléments métalliques pourront être sous forme solubles à cause de salinité très élevée
(Welliam et Schlesinger, 1991).
Entre les deux se situe le groupe II (GII) représenté par la station 3 à toutes les saisons
(BR6, BM6, BJ6, BR7, BM7, BJ7), dénotant une contamination moyenne en métaux étudiés.
On peut appeler cette zone moins polluée en ces éléments. La pollution de cette zone est
d’origine naturelle.
On admettant les premiers et les derniers points de prélèvement durant les deux années et
on les regroupant, on peut repérer les variations saisonnières en fonction de la teneur en
métaux dans les sédiments (figure 33D). Généralement, les variations saisonnières ne pas
modifier le niveau de contamination pour les métaux étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) à
l’exception du mois de mai où on note une légère diminution de la teneur du Zn et Fe au
niveau de la station 5 (EM7) durant l’année 2007 occupant la partie négative de l’axe F1.
Alors des teneurs très élevées ont été enregistrées au niveau de la station 1 (DM6) durant
88
l’année 2006 occupant la partie positive de l’axe F2. Alors que, le mois de juillet, le niveau de
contamination de la station 5 (EJ7) durant l’année 2007 est faible par rapport aux autres
campagnes.
D’après ces variations saisonnières, une légère diminution de la contamination des
sédiments étudiés a été constatée au cours de l’année 2007.
II.8. Analyse de variance (ANOVA) de la contamination métallique des
sédiments
L’analyse de variance à deux facteurs (stations et saisons) effectuée sur la teneur du
Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd dans les sédiments a révélé à travers le test Pearson une différence
significative (à P<0,001) entres les saisons pour tous les éléments métalliques étudiés
(Tableau II.14). Alors que la comparaison des variances par le même test Pearson, révèle en
revanche, des différences significatives en teneur de Zn dans les stations (à P<0,05).
Tableau II.14 : Résultats de l’ANOVA des ETM étudiés dans les sédiments.
Saisons
Stations
F
P>F
F
P>F
Fe
20,539
< 0,0001***
3,321
0,231
Zn
74,768
< 0,0001***
23,076
0,042*
Cu
25,527
< 0,0001***
2,425
0,292
Cr
11,637
0,000***
3,339
0,230
Pb
49,925
< 0,0001***
9,375
0,096
Cd
18,766
< 0,0001***
6,788
0,128
Par ailleurs, la comparaison multiple des moyennes (CMM) par le test de Friedman a
permis le classement des saisons et des stations les unes par rapport aux autres tout en
confirmant que la contamination des sédiments est importante pendant le mois de juillet et de
mai et décroît pendant le mois de mars. Cette observation a été retenue également au niveau
de l’estuaire de Bouregreg (Tahiri, 2005). Cependant, le classement suivant les stations par
ordre de contamination décroissante a été prouvé par le même test pour les ETM (Tableau
II.15).
Tableau II.15 : Ordre de contamination décroissante des ETM des sédiments dans les stations
et les campagnes.
ETM
Stations
Campagnes (année 2006-07)
Zn
S2 > S1 > S3 > S5 > S4
mai-06 > juil-07 > mars-07 > mars-06 > mai-07 > juil-06
Pb
S4 > S5 > S1 > S2 > S3
juil-06 > mars-06 > mai-06 > juil-07 > mai-07 > mars-07
Cr
S4 > S1 > S2 > S5 > S3
mai-06 > juil-06 > mars-06 > mai-07 > juil-07 > mars-07
Cu
S5 > S4 > S1 > S2 > S3
juil-06 > mars-06 > mai-06 > juil-07 > mai-07 > mars-07
Cd
S4 > S5 > S2 > S3 > S1
juil-06 > mai-06 > mars-06 > mars-07 > juil-07 > mai-07
Fe
S5 > S1 > S2 > S4 > S3
mai-06 > juil-06 > mars-06 > mai-07 > juil-07 > mai-07
Les caractéristiques des sédiments de l’estuaire du bas Loukkos présentent des
variations saisonnières assez marquées. Ceci a été mis en évidence par l’ANOVA des
89
correspondances de l’ensemble des données de la détermination des sédiments des 5 stations
pour 6 campagnes.
II.9. Effet de la marée sur la contamination métallique des sédiments
II.9.1. Dynamique marégraphique des sédiments
Les résultats des diverses analyses (figure 34) montrent que le facteur dont l’effet
semble marquer cette répartition est manifestement la dynamique marégraphique. En effet
dans le plan factoriel F1XF2 qui détiennent à eux seuls 67,15 % de l’information totale avec
respectivement 48,56% pour l’axe F1 et 18,59% pour l’axe F2 (figure 34A) à MH. Alors qu’à
MB ils représentent 71,26% (46,84% pour l’axe F1 et 24,42% pour l’axe F2).
L’influence de la dynamique marégraphique de la marée sur la contamination
métallique de l’hydrosystème de l’estuaire du bas Loukkos, se dégage nettement à travers la
figure 34 où sont représentés séparément les relevés effectués à MH et ceux effectués à MB
au niveau des stations de l’estuaire du bas Loukkos.
A MB, on assiste à un changement important de la contamination métallique dans
l’ensemble des stations. Les sédiments de l’amont, moins chargés en éléments métalliques
entraînent une dilution importante des sédiments. Il s’agit des groupements GI (S1 et S2) et
GII (S3). Cependant la charge métallique importante déplacée vers l’aval (S4 et S5) qui est
représentée par le groupement GIII, contribuent à un enrichissement en Cu, Cr, Pb et Cd
occupant la partie positive de l’axe F1, ce qui traduit un gradient d’enrichissement en Cu, Cr,
Pb et Cd (figure 34 D, E et F ; Annexe tab. 15, Annexe tab. 16). Ce gradient synchronise avec
le gradient de la saisonnalité (hiver- été).
A MH, la remonté des marines entraîne une forte dilution de la charge métallique
polluante au niveau des stations avales (S4 et S5) qui est représentées par le groupement GIII
qui se traduit par le gradient de l’enrichissement en ETM amont aval très prononcé. Ceci
coïncide la forte précipitation que connaît cette saison qui correspond à la saison de l’hiver.
Elle représente par le mois de mars. Cette situation pourrait s’aggraver en été où généralement
les précipitations sont faibles et les apports en eaux amont douces sont très réduits. Ce
gradient est mois important en raison des eaux amont qui sont moins chargées entraînent une
dilution nettement observée au niveau de la S1 et S2. Les stations amonts (S1 et S2) qui sont
représentées par le groupement G1 montrent une contamination métallique en Cu du côté
positif de l’axe F1 (figure 34 A, B et C ; Annexe tab. 13, Annexe tab. 14).
Un regroupement des stations, une apparition des gradients de contamination et
disparition des autres. L’élément Fe qui caractérise le groupement de transition (GI) à MB se
trouve déplacer vers le pôle positif de l’axe F2. Ce déplacement ne pourrait être expliqué que
90
par le changement climatique et la dynamique marégraphique. De même l’apparition de
l’élément Cu lors de la MH occupant la partie positive de l’axe F1 en caractérisant le
groupement GIII.
A- Valeur propre % à MH
D- Valeur propre % des MB
3,5
3,0
3,0
2,5
2,5
2,0
2,0
1,5
1,5
1,0
1,0
0,5
0,5
0,0
0,0
F1=48,56
F1=46,83
F2=18,58
F2
1
Gradient de contamination en Fe et Zn
E- Variables des MB
F2
B-Variables des MH
1
Cr
Zn
Cd
Pb
0
F1
Fe
Cu
-1
Gradient
de contamination
en Fe, Cu, Cr, Pb et Cd
-1
0
1
Zn Fe
Cr
Cd Cu
Pb
0
-1
Gradient
-1
F2
F2
F- Observations à MB
3
DJ7
DM6
EM6
2
1
BR7GII
GIII GR6
DJ6
GM7
ER7
-1
EM7
1
BR6
BJ7
F1
AJ6
GI
GR7
0
GII
DM7
AM7
AR7
EJ7
DR6
-2
-2
-1
0
1
2
3
-4
-3
-2
AR6
F1
GIII
DR6
BJ6
BM6
GJ7
BM7
-1
ER6
-2
-3
AM6
GI
GM6
AJ7
0
F1
de contamination
en Cu, Cr, Pb et Cd
0
1
C- Observations à MH
2
F2=24,41
-1
0
1
GJ6
EJ6
2
3
4
Figure 34 : Représentation graphique de l’analyse en ACP de la dynamique marégraphique
des ETM dans les sédiments à MH et à MB. A-D : Valeurs propres de l’inertie, B-E : Cercle
de corrélation des variables, C-F : Carte factorielle des stations.
91
II.9.2. Dynamique de l’hydrosystème des sédiments
L’analyse par campagne des ETM permet de mieux comprendre la dynamique de
l’hydrosystème dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos. C’est ainsi que la figure 35
qui illustre cette représentation selon le plan factorielle F1XF2, nous a permet de distinguer
deux situations A et B différentes les unes des autres par la position de leurs relevées
(stations) (Annexe tab. 17).
a. Situation A :
Cette situation prend en compte les campagnes de mars, mai et juillet de 2006 qui se
caractérisent par une homogénéisation des relevés des stations avec des espacements très
réduites.
Les stations de l’amont (S1 et S2) se trouvent dans une zone à forte contamination en Cu et
Zn lors de mois de mai. Alors qu’elles sont faibles en contamination métallique dans le mois
de mars et juillet.
Les stations de l’aval (S4 et S5) se caractérisent par une forte contamination métallique lors
de l’année 2006. En effet, une forte contamination en Fe, Cu et Pb a été notée en mars, en Fe
et Pb en mai et en Fe, Zn, Cu et Pb dans le mois de juillet.
Les stations de la transition (S3) se caractérisent par une forte contamination métallique
essentiellement en Fe, Cu et Pb dans le mois de mars et Fe, Cu, Zn et Pb dans le mois de
juillet.
b. Situation B :
Cette situation prend en compte les campagnes de mars, mai et juillet de 2007 qui se
caractérisent par un espacement des relevés des stations.
Les stations de l’amont se trouvent dans une zone à forte contamination respectivement en Zn
et Cr lors de mois de mars et juillet, respectivement. Alors qu’elles sont faibles en
contamination métallique dans le mois de mai.
Les stations de l’aval se caractérisent par une forte contamination métallique en Fe, Cu, Pb et
Cd lors de l’année 2006.
Les stations de la transition se caractérisent par une forte contamination métallique
essentiellement en Zn et Cd dans le mois de mars. Alors qu’elles sont faibles en Cr, Pb et Cd
dans le cas de juillet.
92
Observations de mars-07
F2
F2
Observations de mars-06
3
2
S4
S1
2
S1
1
F1
0
F1
0
-1
S4
S2
1
S5
S3
S2
S3
-1
-2
S5
-2
-3
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
-3
-2
-1
1
2
3
4
Observations de mai-07
F2
F2
Observations de mai-06
0
3
2
S4
S4
S5
2
1
S2
F1
0
1
S1
-1
0
-2
-1
S2
F1
S5
S1
S3
S3
-3
-2
-3
-2
-1
0
1
2
3
-4
4
-3
Observations de juil-06
-2
-1
0
1
2
3
4
F2
F2
Observations de juil-07
3
3
S1
S5
2
2
S1
1
1
S2
F1
0
S4
S4
-1
F1
0
S3
S3
-1
S5
S2
-2
-2
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
Figure 35 : Représentation graphique dans le plan F1XF2 de l’évolution spatiale de la
dynamique de l’hydrosystème des ETM dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos pour
chaque campagne.
93
II.10. Conclusion sur la contamination métallique des sédiments
D'après les résultats des analyses élémentaires des sédiments de l’estuaire du bas
Loukkos, nous pourrons donner une estimation de la charge polluante métallique dans les
points suivants :
La station 4 située en aval direct des différentes agglomérations et unités industrielles
concentre les fortes teneurs en polluants métalliques.
Une légère diminution notable de la charge polluante est observée quand on éloigne de
l’embouchure.
IL est à signaler que la ville de Larache enrichi le milieu aquatique par les polluants
métalliques ce qui est estimé par les fortes concentrations par rapport aux teneurs
enregistrées à la station 4.
Une ACP des données analytiques recueillies montre que : Le Zn et le Cu corrèlent
très significativement entre eux dans les sédiments dans l’amont de l’estuaire du bas Loukkos
lors de mois de mai. De la même façon, le Cu et le Pb, qui sont communément utilisés par
plusieurs industries à Larache, corrèlent aussi significativement entre eux. Ces résultats
montrent que la méthode statistique utilisée pour l’analyse des données est un outil précieux
dans l’interprétation objective des résultats analytiques. Elle a confirmé l’existence d’une
corrélation importante entre le Cu et le Cr et a montré que les processus d’accumulation du Cr
dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos sont les conséquences des rejets des eaux
industrielles de la ville de Larache.
94
III.1. Introduction
La diversité des activités industrielles dans la ville de Larache et l’absence dans la
majorité des cas des procédés de traitement implique le rejet massif d’effluents industriels
chargés de polluants organique et inorganiques. L’utilisation intense des engrais chimiques et
des pesticides, les lixiviats de la décharge publique sont certainement à l’origine d’un apport
considérable des polluants dans les différentes composantes de l’environnement.
En effet, la décharge de la ville, située très proche, n’est pas conçue comme une
décharge contrôlée disposant d’un système d’étanchéité pour la protection des eaux
superficielles. De même les rejets domestiques représentent des risques pour l’hygiène, la
santé de la population et pour la qualité des ressources naturelles, pouvant ainsi mettre en
péril la santé humaine.
III.2. Évaluation de la variation spatio-temporelle des ETM des eaux
Les résultats de différents échantillons analysés sont présentés dans le Tableau III.1 et
les figures (36−36).
Tableau III.1 : Teneurs en métaux des différents échantillons d’eaux des différentes stations
exprimées en µg/l de l’estuaire du bas Loukkos durant les deux années 2006 et 2007
(moyenne±écart-type, valeurs limites).
Metal
S1
S2
S3
S4
S5
0,044±0,017
0,048±0,033
0,039±0,029
0,027±0,010
0,020 ± 0,016
Fe
(0,029−0,075) (0,019−0,097) (0,010−0,085) (0,015−0,041) (0,010−0,052)
0,036±0,029
0,037±0,022
0,023±0,012
0,032±0,019
0,042± 0,023
Zn
(0,003−0,078) (0,010−0,061) (0,012−0,041) (0,009−0,052) (0,013−0,070)
2,572±0,940
0,847±0,765
2,420±0,896
4,003±1,059
2,900±1,239
Cu
(0,780−3,450) (0,090−2,040) (1,410−3,460) (2,460−5,480) (1,460− 4,760)
6,167±1,472
6,000±1,897
5,333±2,658
3,333±1,506
4,833 ± 1,722
Cr
(4,000−8,000) (3,000−8,000) (1,000−9,000) (2,000−6,000) (3,000−8,000)
0,213±0,071
0,248±0,146
0,210±0,118
0,167±0,061
0,170±0,119
Pb
(0,150−0,340) (0,160−0,540) (0,110−0,440) (0,120−0,280) (0,100−0,410)
0,095±0,055
0,062±0,034
0,080±0,082
0,105±0,140
0,097±0,063
Cd
(0,040−0,170) (0,020−0,090) (0,010−0,240) (0,030−0,390) (0,030−0,200)
95
III.2.1. Le fer (Fe)
L’évolution spatiotemporelle du Fe au niveau de l’estuaire du bas Loukkos (figure 36)
permet de déceler des différences des teneurs très significatives entre les divers points de
prélèvement. Elle permet de dégager les diverses influences marines et terrigènes qui
conditionnent la dynamique de ce système. Les valeurs moyennes varient de 0,020 µg/l
enregistrées dans la station 5 à 0,047 µg/l enregistrées dans la station 2 µg/l (Tableau III.1).
Les teneurs les plus importantes s’observent principalement au niveau des stations amont
soumises directement aux influences marines avec des valeurs pouvant atteindre jusqu’à
0,097 µg/l du Fe enregistré dans la station 2 (S2) durant le mois de juillet 2007. Cette
augmentation est sous l’effet de la dilution des eaux amont. Cette influence s’atténue
cependant au niveau de la S5 (où la teneur atteint 0,010 µg/l pendant le mois de mai et mars
2007) de l’estuaire du bas Loukkos en rapport avec la faible richesse des eaux en chlorure
suite à la remontée des eaux marines à marée haute.
0,12
S1
S2
Fe (µg/l)
S3
S4
S5
Fe (µg/l)
0,05
0,1
0,04
0,08
0,03
0,06
0,02
0,02
0,01
0
0
m
ar
s-0
6
m
ai
-0
6
ju
ilm 06
ar
s-0
7
m
ai
-0
7
ju
il07
0,04
Mois
S1 S2 S3
S4 S5
Stations
Figure 36 : Evolution spatiotemporelle des teneurs métalliques du Fe de l’eau exprimées µg/l
en dans les différentes stations d'étude et celles des moyennes de ce paramètre.
III.2.2. Le zinc (Zn)
Les valeurs moyennes du Zn varient de 0,023 µg/l enregistrées dans la station 3 à
0,0421 µg/l enregistrées dans la station 5 µg/l (Tableau III.1). Les teneurs les plus importantes
s’observent principalement au niveau des stations amont soumises directement aux influences
continentales avec des valeurs pouvant atteindre jusqu’à 0,0784 µg/l du Zn (S1) durant le
mois de juillet 2006. Alors qu’elles sont faibles pendant le mois de mai 2006, elles
n’atteignent que 0,0033 µg/l (S1) (figure 37).
96
0,1
S1
S2
Zn (µg/l)
S3
S4
S5
Zn (µg/l)
0,05
0,04
0,06
0,03
0,04
0,02
0,02
0,01
0
0
m
ar
s-0
6
m
ai
-0
6
ju
ilm 06
ar
s-0
7
m
ai
-0
7
ju
il07
0,08
S1
S2
S3
S4
Mois
S5
Stations
Figure 37 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Zn de l’eau exprimées µg/l
dans les différentes stations d'étude et celles des moyennes de ce paramètre.
III.2.3. Le cuivre (Cu)
L’évolution spatio-temporelle du Cu au niveau de l’estuaire du bas Loukkos (Tableau
III.1) montre la présence des teneurs importantes avec des valeurs moyennes varient de 0,846
µg/l enregistrées dans la station 2 à 4,003 µg/l enregistrées dans la station 4 µg/l. Les teneurs
les plus importantes s’observent principalement au niveau des stations aval soumises
directement aux influences marines avec des valeurs pouvant atteindre jusqu’à 5,48 µg/l du
Cu, enregistrées dans la S4 durant le mois de mars 2007 (figure 38). Cette augmentation est
sous l’effet de la dilution des eaux amont. Cette influence s’atténue cependant au niveau de la
S5 de l’estuaire du bas Loukkos en rapport avec la faible richesse des eaux en chlorure suite à
la remontée des eaux marines à MH. Alors que les valeurs faibles ont été enregistrées dans le
mois de mars de 2007, elles n’atteignent que 0,09 µg/l, enregistrées dans la S2.
S1
S2
6 Cu (µg/l)
S3
S4
S5
Cu (µg/l)
5
5
4
4
3
3
2
1
1
0
0
m
ar
s-0
6
m
ai
-0
6
ju
il06
m
ar
s-0
7
m
ai
-0
7
ju
il07
2
Mois
S1
S2
S3
S4
S5
Stations
Figure 38 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cu de l’eau exprimées µg/l
97
III.2.4. Le chrome (Cr)
Dans l’estuaire du bas Loukkos, les teneurs moyennes en Cr sont de l’ordre de 3,333
µg/l enregistrées dans la station 4 et 6,16 µg/l enregistrées dans la station 1 (Tableau III.1).
Les teneurs les plus importantes s’observent principalement à l’intérieur de l’estuaire (S3) est
probablement le résultat d’une manifestation hydrologique brutale dont le Cr montre une
grande différence entre les valeurs minimales (1 µg/l ont été enregistrée dans la S3 pendant le
mois de juillet 2007) et maximales enregistrées (9 µg/l ont été enregistrée dans la S3 pendant
le mois de juillet 2006 ; figure 39). Ceci pourrait être lié aux variations saisonnières très
marquées.
10
S1
Cr (µg/l)
S2
S3
S4
S5
Cr (µg/l)
7
6
5
4
3
2
1
0
8
6
4
2
m
ar
s-0
6
m
ai
-0
6
ju
ilm 06
ar
s-0
7
m
ai
-0
7
ju
il07
0
Mois
S1
S2
S3
S4
S5
Stations
Figure 39 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cr de l’eau exprimées µg/l
III.2.5. Le plomb (Pb)
L’évolution spatio-temporelle du Pb au niveau de l’estuaire du bas Loukkos (Tableau
les plus importantes s’observent principalement de la partie amont de cet estuaire soumis
directement aux influences continentales avec des valeurs pouvant atteindre jusqu’à 0,54 µg/l
du Pb (S 2) durant le mois de juillet de 2007 (figure 40). Ceci est le résultat d’une intense
érosion du bassin versant. Alors que les valeurs faibles ont été enregistrées dans le mois de
mai de 2007, elles n’atteignent que 0,1 µg/l (S2).
98
0,6
S1
S2
Pb (µg/l)
S3
S4
S5
Pb (µg/l)
0,25
0,5
0,2
0,4
0,15
0,3
0,1
0,1
0,05
0
0
m
ar
s-0
6
m
ai
-0
6
ju
ilm 06
ar
s-0
7
m
ai
-0
7
ju
il07
0,2
S1
S2
S3
S4
S5
Stations
Mois
Figure 40 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Pb de l’eau exprimées µg/l
III.2.6. Le cadmium (Cd)
L’évolution spatio-temporelle du Cd au niveau de l’estuaire du bas Loukkos (Tableau
les plus importantes s’observent principalement au niveau des stations aval soumises
directement aux influences marines avec des valeurs pouvant atteindre jusqu’à 0,39 µg/l du
Cd (S4) durant le mois de juillet de 2006 (figure 41). Ce phénomène ne peut être expliqué que
par une manifestation hydrologique brutale (crue) dont le Cd montre une grande différence
entre les valeurs minimales et maximale enregistrées. Alors que les valeurs faibles ont été
enregistrées dans le mois de juillet de 2007, elles n’atteignent que 0,01 µg/l enregistrées dans
la S3.
S3
S4
S5
m
Cd (µg/l)
0,12
0,1
0,08
0,06
0,04
0,02
0
ar
s06
m
ai
-0
6
ju
il06
m
ar
s07
m
ai
-0
7
ju
il07
S1
S2
Cd (µg/l)
0,45
0,4
0,35
0,3
0,25
0,2
0,15
0,1
0,05
0
Mois
S1
S2
S3
S4
S5
Stations
Figure 41 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cd de l’eau exprimées µg/l
99
On peut établir les ordres d'enrichissements des stations pour chaque métal et on
obtient le résultat présenté dans le Tableau III.2:
Tableau III.2 : Ordre d'enrichissement des stations d’étude pour chaque métal dans l’eau.
Fe
S2 > S1 > S3 > S4 > S5
Zn
S5> S2 > S1 > S4 > S3
Cu/Cd
S4> S5 > S1 > S3 > S2
Cr
S1> S2 > S3 > S5 > S4
Pb
S2> S1 > S3 > S5 > S4
Ainsi, on peut établir un ordre d'enrichissement pour les différents éléments
métalliques dans les différentes stations d'étude et on obtient le résultat dans le Tableau III.3:
Tableau III.3 : Ordre d'enrichissement des ETM de l’eau dans les stations d’étude.
Stations
Ordre d'enrichissement
S1, S2, S3
Cr > Cu > Pb > Cd > Fe > Zn
S4
Cr > Cu > Cd > Pb > Zn > Fe
S5
Cu > Cr > Pb > Cd > Zn > Fe
Toutes les stations
Cr > Cu > Pb > Cd > Zn > Fe
Puis, on peut établir un graphique sémantique différentiel pour les différents éléments
métalliques de l’eau dans les différentes stations d'étude lors des différentes campagnes et on
obtient le résultat dans la figure 42 :
100
Graphique sémantique différentiel de l'eau
mar-06/S1
mar-06/S2
Fe
mar-06/S3
mar-06/S4
mar-06/S5
mai-06/S1
mai-06/S2
Zn
mai-06/S3
mai-06/S4
mai-06/S5
juil-06/S1
juil-06/S2
Descripteurs
Cu
juil-06/S3
juil-06/S4
juil-06/S5
mar-07/S1
Cr
mar-07/S2
mar-07/S3
mar-07/S4
mar-07/S5
mai-07/S1
Pb
mai-07/S2
mai-07/S3
mai-07/S4
mai-07/S5
Cd
juil-07/S1
juil-07/S2
juil-07/S3
0
2
4
6
8
10
Valeurs
juil-07/S5
juil-07/S5
Figure 42 : Graphiques sémantiques différentiels des métaux lourds dans l’eau.
La figure 42 montre le graphique sémantique différentiel des ETM analysés dans
l’eau. En effet, le Cr montre les teneurs les plus importantes de tous les éléments métalliques
de notre étude avec une teneur maximale qui peut atteindre jusqu’à 9 µg/l enregistrée dans la
S3 durant le mois de juillet de 2006.
III.3. Bilan de la contamination métallique des eaux
A travers les courbes des (figure 30-36), nous remarquons qu’au niveau des stations
avales (S4 et S5) soumises à l’effet permanent des jeux de marées, il existe une différence très
importante et très significative entre les teneurs métalliques enregistrées à MH dans l’eau
101
(campagnes novembre, janvier et mai) et celles enregistrées à MB également dans l’eau
(campagnes septembre, février, mars et juillet) et ceci pour les deux années 2006-2007.
A MH, les facteurs susceptibles de mettre en cause cette différence sont d’ordre
physique et chimique. Il s’agit en l’occurrence de l’enrichissement intermittent des eaux
fluviatiles en éléments minéraux notamment en chlorures, calcium…, et de la présence du
contre courant qui s’opère à MH. Le comportement de la fraction métallique associée aux
eaux est contrôlé au niveau de l’estuaire par des phénomènes chimiques de désorption
adsorption ; ainsi l’augmentation de la charge ionique lors de la MH pourra permettre par
échange d’ions la libération des métaux absorbés sur les particules solides (Meguellati, 1982).
Le changement du potentiel d’oxydoréduction suite à une baisse d’oxygène dissous peut
entraîner une dissolution des hydroxydes de fer. Enfin une légère baisse du pH par les rejets
acides pourra aussi provoquer un relargage des métaux dans le milieu aqueux. Toutes ces
conditions se traduisent bien évidement d’un appauvrissement des eaux en métaux à MH.
Cette appauvrissement à MH est observée pour tout les métaux (figure 30-35) sans exception
et favorisant ainsi la contamination métallique des eaux superficielles de l’estuaire.
III.4. Évaluation du degré de contamination des eaux
III.4.1. Définition
L’appréciation de la pollution métallique dans l’écosystème donnée en se basant
seulement sur la détermination de la teneur des métaux reste une approche peu pratique et peu
significative surtout lorsqu’il s’agit des rejets complexes des compositions minéralogiques
différentes d’une station à une autre. Cependant, les résultats bruts des teneurs métalliques
constituent un instrument d’évaluation du degré ou d’indice de pollution métallique et des
tendances spatio-temporelles qui lui sont associées. C’est ainsi que Belamie et al. (1982),
Boust et al. (1981), Rosso et al. (1993) et Bennasser et al. (2000) évaluent le degré ou l’indice
de contamination (IC), défini par un métal donné comme étant le rapport de la teneur mesurée
à une station donnée sur la teneur naturelle mesurée au niveau de la station de référence.
Teneur du métal
IC =
Teneur de référence
Remarque:
Pour un IC proche de 1, on considère que le site n’est pas ou peu contaminé par les
métaux. En général, c’est au delà de 2 que les auteurs admettent que le site est soumis à un
102
début de contamination ; mais lorsque IC est inférieur à 1 il s’agie soit d’une erreur analytique
ou d’une dilution supplémentaire.
III.4.2. Evaluation du degré de contamination à partir des valeurs brutes
Les IC pour chaque élément, chaque station et les ICM lors des cinq stations de
prélèvement dans les stations de l’estuaire du bas Loukkos sont présentés dans les Tableaux
III.4 et les figures (43 et 38).
L’analyse comparative des IC de l’eau de l’estuaire du bas Loukkos (Tableau III.4)
montre que la majorité des valeurs sont proche de 1. Le site est considéré peu contaminé par
les métaux lourds.
Tableau III.4 : Concentrations moyennes exprimées en (µg/l) des ETM dans l’eau.
ICE
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
ICMT
S1
1,15
1,56
1,06
1,15
1,01
1,187
1,190
S2
1,23
1,56
0,34
1,12
1,18
0,762
1,03
SR
1
1
1
1
1
1
1
S4
0,68
1,39
1,65
0,62
0,79
1,31
1,07
S5
0,52
1,82
1,19
0,90
0,80
1,20
1,07
ICMS
0,92
1,46
1,05
0,96
0,958
1,09
L’évolution spatiale de cet IC (figure 43) de l’eau révèle la présence d’une
contamination régulière et généralisée de l’estuaire du bas Loukkos avec une augmentation
importante au niveau de la station 1 située en aval des eaux de vidanges des rizicultures dont
ICM à leur niveau atteint d’une valeur de 1,19. L’analyse de l’indice de contamination
moyenne met en évidence une présence de la micropollution polymétallique dominée selon
les rejets par le Zn, une situation imputable aux activités industrielles nombreuses et variées
dans le secteur.
La comparaison et la classification des stations selon leurs indices moyens de
contamination nous a conduit à établir deux grands niveaux de contaminations :
•
1er niveau représenté par les stations aval (S4 et S5) dont l’indice est inférieur à 2 pour
tous les éléments métalliques étudiés.
•
2ème niveau représenté par les stations amont (S1 et S2) dont l’indice pour tous les
éléments est aussi inférieur à 2.
L’analyse des indices de contamination (Ic) pour l’ensemble des éléments permet d’établir la
classification suivante : Ic Zn > Ic Cd > Ic Cu > Ic Cr > Ic Pb > Ic Fe
103
Ic FeIC
2
1,8
1,6
1,4
1,2
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
Ic Zn
S1
Ic Cu
S2
Ic Cr
S3
Ic Pb
S4
S5
Ic Cd
Stations
Figure 43 : Variation spatiale de l’indice de contamination dans les différentes stations
d’étude en rapport avec celle trouvée dans la station 3 dans l’eau de l’estuaire du bas
Loukkos.
Si on suppose que tous les micropolluants possèdent un même pouvoir polluant, on
peut calculer l'indice de contamination moyen (ICM) qui représente la moyenne arithmétique
de la station considérée (Tableau III.4). Ceci permet de caractériser globalement les
différentes stations entre elles (Figure 44).
ICM
1,2
1,15
1,1
1,05
1
0,95
0,9
S1
S2
S3
S4
S5
Stations
Figure 44 : Variation spatiale de l’indice de contamination polymétallique moyen dans les
différentes stations d’étude dans l’eau de l’estuaire du bas Loukkos.
Dans la figure 44, la comparaison des indices de contamination polymétallique (ICP)
montre que la station 1 présente la teneur la plus élevée de l'ordre de 1,19 traduisant ainsi la
104
présence des éléments métallique dans cette station de l’estuaire du bas Loukkos. En effet
pour les différentes stations, on définie dans l'ordre décroissant suivant:
IC (S1) > IC (S5) > IC (S4)> IC (S2) > IC (S3)
La comparaison et la classification des stations selon leurs indices moyens de
contamination nous a conduit à établir dans l’ordre d’importance la classification suivante :
ICM (S1) > ICM (S5) > ICM (S4)> ICM (S2) > ICM (S3)
Cette classification qui ne suit pas la distribution longitudinale des stations reflète
plutôt l’effet d’une contamination polymétallique importante et ponctuelle dans le tronçon
amont de l’estuaire du bas Loukkos.
Le Cr, Pb et Fe présentent des indices de contamination faibles (Tableau III.4). Ils sont
inférieurs à 1 avec presque une constance des valeurs au niveau des différentes stations amont
et avales de l’estuaire. Cependant l’écart de cet IC entre la station la moins contaminée à la
station la plus contaminée reste significatif. Des valeurs atteignent 0,52 pour le Fe, 0,62 pour
le Cr et 0,79 pour le Pb respectivement dans les stations S5, S4 et S4 (figure 47). Ceci
pourrait être expliqué par la possibilité de relargage, de mobilisation et de mise en suspension
des métaux en milieu aquatique (El Morhit et al., 2008). Cette faible contamination pourrait
être attribuée soit à une mobilité plus importante de ces éléments par rapport à celle des autres
métaux, soit par une fixation préférentielle de ce type de métaux sur des particules plus fines,
facilement charriées.
Quant au Zn, Cd et Cu, les résultats obtenus montrent une contamination moyenne et
plus localisée. Des éléments précédents, leur IC connaît une augmentation spectaculaire de la
station la moins contaminée (S3) à la station la plus contaminée (S1), avec des valeurs
atteignent 1,82 pour le Zn, 1,31 pour le Cd et 1,65 pour le Cu respectivement dans les stations
S5, S4 et S4 (figure 37). Cette situation reflète l’effet de la charge toxique ponctuelle de
certaines unités industrielles véhiculée par les eaux de l’estuaire du bas Loukkos. S’ajoute à
ceci les apports latéraux de certains éléments métalliques par les eaux de ruissellements,
principalement en période de traitement phytosanitaire (pesticides).
III.5. Interprétation de la contamination métallique des eaux
Dans cette étude, le Pb a révélé des fortes variations spatiales. En effet, des niveaux
plus élevés de Pb se produisent souvent dans les masses d'eau à proximité des autoroutes et
des grandes villes en raison de l'essence à combustion (Banat et al., 1998). La concentration
moyenne de Pb dans la station 2 (0,25 µg/l) de notre étude a été voisine avec celle trouvée par
105
Bravo-Sanchez et al., (2001) sur les sites à proximité de la ville d'Avilés, dans la côte des
Asturies (nord de l'Espagne).
Les concentrations moyennes les plus fortes de Zn et de Fe ont eu lieu respectivement
dans les stations 5 et 2 et celles de Cr et de Pb ont été enregistrées dans les stations 1 et 2. Ces
concentrations ont été considérablement plus élevées que celles obtenues dans d’autres études
(Nicolai et al., 1999 ; Cotte-Krief et al., 2000). En revanche, la station 1, est touchée par les
eaux de vidange des rizières, a révélé des concentrations élevées de zinc, de plomb, de fer et
de cadmium. Ces résultats sont en accord avec ceux rapportées dans d'autres études pour les
eaux côtières et les eaux des estuaires. Par exemple, le niveau moyen de plomb de 0,18 mg/l
dans les stations de notre étude est inférieur à celui rapporté par Usero et al. (2003) dans les
marais salés de la côte atlantique sud de l'Espagne. Les travaux effectués par Owens et Balls
(1997), Banat et al., (1998), Morales et al., (1999) et par Usero et al., (2003) ont montré que
les concentrations du Cd sont similaires à celles trouvées dans notre étude (Tableau III.5).
Les concentrations du Cu (0,8 µg/l dans la station 2 et 2,5 µg/l dans la station 3) ont
été obtenues sont très proche que celles trouvées par Nicolai et al. (1999) dans l'estuaire du
fleuve Rhône en France, Usero et al. (2003) dans les marais salés de la côte atlantique du sud
de l'Espagne.
La teneur de Cr était de 3,3 µg/l (dans la station 4) est faible par rapport avec celle
trouvée dans la station 3 où elle atteint à 9 µg/l. Ces valeurs sont faibles que celles
enregistrées par Morales et al. (1999) dans le Golfe de Valence (16 µg/l). Toutefois, des
concentrations en chrome plus élevées que celles obtenues dans notre étude ont été obtenues
dans l'estuaire de la rivière Po, dans la mer Adriatique (Italie) par Pettine et al. (1997).
106
Tableau III.5 : Concentrations des métaux dans les eaux des estuaires marocains et autres
estuaires européens exprimées en µg/l.
Site
Zn
Cu
Cd
Référence
Port Jackson,
3,27-9,66
0,93-2,55
0,01-0,10
Hatje et al. (2003)
Australie
Côte et estuaires
du nord
0,012-0,49
0,15-1,04
0,002-0,03
Munksgaard et Parry (2001)
Australie
Torres Strait et
Gulf de
−
0,04–0,98
<0,001–0,03
Apte et Day (1998)
Papua
Côte Ocean
0,20
0,09
0,01
Batley (1996)
Pacific
Côte sud Wales,
0,02
0,03
0,002
Apte et al. (1998)
Australie
Port biaie de
Phillip,
0,25–1,05
0,40–0,63
<0,005–0,07
Fabris et Monahan (1995)
Australie
Estuaire
Archelos,
2,05
0,31
−
Dassenakis et al. (1997)
Greece
estuaire Weser,
7,03
2,98
0,16
Turner et al., (1992)
Allemagne
Six estuaires,
0,30–18,0
0,10–3,20
Benoit et al., (1994)
Texas
Estuaire Tweed,
0,43–1,90
0,49–4,7
0,007–0,033
Laslett (1995)
UK
estuaire
3,6–15
0,75–3,6
0,05–0,22
Laslett (1995)
Humber, UK
estuaire
3,00–20,5
1,80–10,1
0,05–0,45
Comber et al. (1995)
Humber, UK
estuaire Mersey,
6,50–28,0
0,80–4,95
0,01–0,11
Comber et al. (1995)
UK
Estuaire
Scheldt,
0,60–23,0
0,30–2,22
0,01–0,03
Zwolsman et al. (1997)
Netherlands
estuaire Tay,
0,40–8,00
0,45–1,90
0,002–0,12
Owens e Balls (1997)
Scotland
ANZECC/ARMCANZ
Guides límites
15
1.3
5,5
(2000)
Estuaire du
0,02−0,04
0,84−4,00
0,06−0,10
Présente étude
Loukkos
III.6. ACP des ETM dans l’eau
Dans le but de synthétiser les résultats obtenus dans l’eau, une ACPN a été réalisée sur
une matrice des données composée de 30 relevés, les variables portent sur des valeurs
mesurées de six éléments métalliques (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) au niveau de cinq stations
réparties le long de l’estuaire du bas Loukkos pendant six campagnes ; de telle est utilisée
107
pour plusieurs fois afin de mettre en évidence les tendances, les corrélations et les
phénomènes susceptibles d’influencer la répartition des ETM dans l’eau de l’estuaire du bas
Loukkos (Tableau III.6 et Figure 45). Ainsi, a été dégagée une typologie de la contamination
métallique.
Tableau III.6 : Répartition de l’inertie entre les deux axes F1XF2 des ETM dans l’eau.
F1=34,20
F2=24,28
Valeur propre
2,052
1,457
Variabilité (%)
34,206*
24,288*
% cumulé
34,206
58,494*
Les deux axes (F1XF2) pris en considération pour décrire les corrélations entre les
variables liées aux structures spatiales, détiennent à eux seuls 58,49 % de l’information totale
avec respectivement 34,20 % pour l’axe 1 et 24,28 % pour l’axe 2 (figure 45A).
L’examen de la matrice de corrélation entre variables (Tableau III.7) révèle la
présence : d’un premier ensemble de variables, constitué de descripteurs faiblement corrélés
entre eaux, il s’agit du : {Fe/Cu (r=−0,377), Fe/Pb (r=0,695) (corrélations significatives) ;
Cr/Cd (r=0,428) (corrélations significatives).
Tableau III.7 : Matrice de corrélation des ETM étudiés dans l’eau.
Variables
Fe
Zn
Cu
Cr
Fe
1
Zn
−0,105
1
Cu
−0,377*
−0,086
1
Cr
0,224
−0,021
−0,114
1
Pb
0,695*
0,258
−0,340
0,084
Cd
−0,022
0,293
0,060
0,428*
Pb
Cd
1
0,033
1
Les valeurs en étoile (*) sont significativement différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0,05.
108
Valeur propre (%)
2,0
1,5
1,0
0,5
3
F2
0
F1
Pb
Fe
2
ER7
B J6
1
GII
A M 7 A R7
AM 6
mai
F1
A J6
A R6
DR6
GR6
GIII
0
-1
DJ7
DR7
DM 7
EJ7
BM 7
B M 6 DM 6
GM 6 BBR7
R6
GM 7 ER6
GJ7
EM 6
DJ6
B J6
DR7
EM 7
GJ6
2
DM 7
GR7
3
EJ6
DJ6
GIII
1
D
GJ6
EJ6
-1
Cu
-1 de contamination en
0 Pb et Fe opposés au 1Cu
Gradient
F2=24,28
F2
F1=34,20
0
Cd
Zn Cr
-1
0,0
C
1
F2
2,5
B
Gradient de contamination en Zn, Cr, Cd et Cd
A
EM 7
ER7
AM 6AM 7
A R7
EJ7
GR7
BM 7
DM 6
B R7
BM 6
A J6
GM 6
B R6
GM 7EM 6
A R6
GJ7
DR6
ER6
GR6
DJ7
mars
GII
GI
-2
F1
juillet
GI
-2
A J7
A J7
B J7
B J7
-3
-3
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
Figure 45 : Approche graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les eaux. A : Répartition
de l’inertie des ETM dans l’eau entre les deux axes F1XF2. B : Représentation graphique de
l’analyse en ACP des ETM dans l’eau. Carte factorielle des variables. C : Représentation
graphique de l’analyse en ACP des ETM dans l’eau. Variation spatiale. D : Représentation
graphique de l’analyse en ACP des ETM dans l’eau. Variation saisonnière.
Dans le plan factoriel F1XF2 (figure 45B et Tableau III.6), la 1ère composante (axe
F1), décrit partiellement la contamination de l’eau par Pb=0,84 ; Fe=0,84 opposés au
Cu=−0,62. La deuxième composante (axe F2) décrit l’enrichissement des eaux en Zn=0,46 ;
Cd=0,87 et Cr=0,57. Les codes des variables ayant une forte corrélation et leurs cordonnées
sont représentés au niveau du tableau V.8.
Tableau III.8 : Code de l’ACP et corrélations des variables des ETM dans l’eau avec les axes.
Stations
Code Campagnes Code
Variables
Code
Axe 1 Axe 2
Dhiria
D
Mars 06
R6
Fer
Fe
0,840* −0,276
Ain Chouk
A
Mai 06
M6
Zinc
Zn
0,222 0,468*
Baggara
B
Juillet 06
J6
Cuivre
Cu
−0,625* 0,220
Grangha
G
Mars 07
R7
Chrome
Cr
0,389 0,576*
Embouchure
E
Mai 07
M7
Plomb
Pb
0,848* −0,150
Juillet 07
J7
Cadmium
Cd
0,193 0,871*
109
De la gauche vers la droite, l’axe 1, traduit donc un gradient croissant de
contamination des eaux en Pb et Fe opposés au Cu. Et du bas vers le haut, l’axe 2, traduit
donc un gradient croissant de contamination dans l’eau par Cd, Cr et Zn (figure 45B).
a. Variation spatiale
La structure typologique dégagée par le plan F1XF2 (figure 45C) montre
l’individualisation de trois groupements selon leur degré de contamination :
• Groupement formé par les stations amont (S1 et S2) dont les eaux se caractérisent par
une pollution importante en Pb, Fe, Zn et Cr (GI).
• Groupement formé par les stations avales (S4 et S5) dont les eaux se caractérisent par
une pollution importante en Cu et Cd (GIII) et dans le même plan, l’embouchure
reçoit toute la charge ramenée par le cours central et occupe une position qui témoigne
d’une contamination qu’on peut qualifier de modérée à forte. Cette situation peut être
due à la nature des eaux dans ce milieu franchement marin où les éléments métalliques
pourront être sous forme solubles à cause de salinité très élevée (Welliam et
Schlesinger, 1991).
• Groupement intermédiaire ou zone de transition (GII) caractérisée par une pollution
faible en éléments traces métalliques.
b. Variation saisonnière
Cependant, de ces groupements I, II et GIII, se dégage trois zones (figure 45D) :
• Une zone amont (Groupement I): dont les eaux se caractérisent par une pollution
importante en Pb, Fe, Zn, Cr et Cd d’un côté (campagne de juillet 2006-07).
• Une zone aval (Groupement III): dont les eaux se caractérisent par une forte
contamination en Cu d’un côté (campagne de mai 2006-07).
• Entre ces deux zones, se situe une troisième zone de transition constituée par les
relevées faiblement enrichies en métaux lourds (groupement II) d’un côté (campagne
de mars 2006-07).
La pollution métallique des eaux représentée suivant le plan F1XF2, de l’ACP montre que :
• En premier lieu, le Cd montre une surprenante contamination généralisée et
dangereuse avec un maximum en S4 durant le mois de mai 2006 en amont de la ville
de Larache. Sa présence pourrait être attribuée aux rejets des industries avoisinantes.
Les stations amont (S1 et S2) ne sont épargnées de ce type de contamination qui peut
être lié aux effets des apports amont chargés des métaux en provenance de l’ensemble
du bassin de Loukkos.
110
• En deuxième lieu, le Pb reste le principal contaminant métallique et montre une large
distribution dans tout l’estuaire avec une contamination maximale en amont de la ville
de Larache (S4 et S5). Ce métal a tendance à se concentrer facilement dans les eaux de
cet estuaire. Sa présence témoigne de son usage très fréquent par les unités
industrielles avoisinantes et aussi comme produit de combustion dégagée par les
automobiles.
• En troisième lieu, le Cr qui montre une certaine contamination non négligeable dans
les stations avales (S5 et S4) témoignent de la présence de rejets de l’usine
d’emballage et de sucrerie. Sans oublier les apports en Cr, charriés et transportées par
les eaux de Loukkos en provenance du bassin tout entier.
III.7. ANOVA des ETM dans l’eau
L’ANOVA à deux facteurs (stations et saisons) effectuée sur la teneur du Fe, Zn, Cu,
Cr, Pb et Cd dans l’eau a révélé à travers le test Pearson une différence significative (P<0,01)
entres les saisons pour le Cd (Tableau III.9). Alors que la comparaison des variances par le
même test, révèle en revanche, des différences significatives en teneur de Zn et Pb dans les
stations (P<0,05).
Tableau III.9 : Résultats de l’analyse de variance des ETM étudiés dans les eaux.
Saisons
Stations
F
P>F
F
P>F
Fe
1,580
0,340
5,859
0,146
Zn
5,195
0,106
57,946
0,017*
Cu
5,978
0,090
18,564
0,051
Cr
3,370
0,171
4,207
0,192
Pb
3,528
0,163
72,038
0,014*
Cd
32,281
0,009**
4,817
0,172
III.8. Effet de la marée sur la contamination métallique des eaux
III.8.1. Dynamique marégraphique des ETM dans l’eau
Les résultats des diverses analyses (figure 46) montrent que le facteur dont l’effet
semble marquer cette répartition est manifestement la dynamique marégraphique. En effet
dans le plan factoriel F1XF2 qui détiennent à eux seuls 73,99 % de l’information totale avec
respectivement 42,79% pour l’axe F1 et 31,20% pour l’axe F2 (figure 46A).
111
Figure 46 : Représentation graphique de l’analyse en ACP de la dynamique marégraphique
des ETM dans l’eau à MH et à MB (A-B : axes d’inertie, C-D: cercles de corrélation des
variables, E-F : cartes factorielles des stations).
L’influence de la dynamique marégraphique de la marée sur la contamination
métallique de l’hydrosystème de l’estuaire du bas Loukkos, se dégage nettement à travers la
(figure 46) où sont représentés séparément les relevés effectués à MH et ceux effectués à MB
au niveau des stations de l’estuaire du bas Loukkos.
112
A MB, on assiste à un changement important de la contamination métallique dans
l’ensemble des stations. Les eaux amont, moins chargées en éléments métalliques entraînent
une dilution importante des eaux. Il s’agit des groupements GI (S1 et S2) et GII (S3).
Cependant, la charge métallique importante déplacée vers l’aval (S4 et S5) qui est représentée
par le groupement GIII, contribue à un enrichissement en Zn et Cd occupant la partie positive
de l’axe F2, ce qui traduit un gradient d’enrichissement en Zn et Cd (figure 46 B, D et F;
Annexe tab. 20, Annexe tab. 21). Ce gradient synchronise avec le gradient de la saisonnalité
(hiver- été).
A MH, la remonté des marines entraîne une forte dilution de la charge métallique
polluante au niveau des stations avales (S4 et S5) qui est représentées par le groupement GIII
qui se traduit par le gradient de l’enrichissement en Cu amont aval très prononcé. Ceci
coïncide la forte précipitation que connaît cette saison qui correspond à la saison de l’hiver.
Elle est représente par le mois de mars. Cette situation pourrait s’aggraver en été où
généralement les précipitations sont faibles et les apports en eaux amont douces sont très
réduites. Ce gradient est mois important en raison des eaux amont qui sont moins chargées
entraînent une dilution nettement observée au niveau de la S1 et S2. Les stations amonts (S1
et S2) qui sont représentées par le groupement G1 montrent une contamination métallique en
Pb et Fe du côté positif de l’axe F1, ce qui traduit un gradient de contamination en Pb et Fe.
Alors que du côté positif de l’axe F2, il montre une contamination métallique par le Cd, Cr et
Zn ; ce qui traduit un gradient de contamination en Cd, Cr et Zn ; ceci est dû à l’augmentation
de la température qui est représenté par le mois de juillet (figure 46 A, C et E ; Annexe tab.
18, Annexe tab. 19).
Un regroupement des stations, une apparition des gradients de contamination et
disparition des autres. L’élément Cr qui caractérise le groupement de transition (GII) à MB se
trouve déplacer vers le pôle positif de l’axe F2. Ce déplacement pourrait être expliqué par la
dynamique marégraphique et le changement climatique. De même l’apparition de l’élément
Cu alors de la MH occupant la négatif de l’axe F1 en caractérisant le groupement GIII.
III.8.2. Dynamique de l’hydrosystème des ETM dans l’eau
L’analyse par campagne permet de mieux comprendre le fonctionnement de
l’hydrosystème. C’est ainsi que la figure 47 qui illustre cette représentation, nous a permet de
distinguer deux situations A et B différentes les unes des autres par la position de leurs relevés
(stations) (Annexe tab. 22).
113
F2
F2
2
2
S2
S5
S3
S4
1
1
0
0
F1
F1
S3
S1
S2
-1
-1
S1
S5
S4
-2
-2
-3
-2
-1
0
1
2
-3
3
-2
-1
0
1
2
3
mars-07
F2
F2
mars-06
3
2
S5
S2
2
1
S1
1
0
0
S3
S5
F1
F1
S4
S1
S2
-1
-1
S3
S4
-2
-2
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
-3
4
mai-06
-2
-1
0
1
2
3
F2
F2
mai-07
3
2
S2
S3
S5
1
2
S1
0
F1
1
S5
S1
F1
0
-1
S4
-1
-2
S2
S3
S4
-2
-3
-4
juil-06
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
juil-07
Figure 47 : Représentation graphique de l’évolution spatiale de la dynamique de
l’hydrosystème de la qualité des ETM dans l’eau de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque
campagne pendant les deux cycles (MH et MB).
114
a. Situation A
Cette situation montre une qualité d’eau très différente d’une station à une autre du fait
que les relevés de ces derniers se trouvent espacées les unes des autres dans le plan factoriel
F1XF2 et sont soumet aux effets de la marée. Elle prend en compte les campagnes des mois
de l’année 2006 (mars, mai et juillet) qui se caractérisent par une homogénéisation des relevés
des stations avec des espacements qui sont très réduites entre les stations les unes des autres
(figure 47).
Les relevés des stations amont S1 et S2 se caractérisent par la présence importante en
éléments métalliques tels que Pb, Cr et Fe ce qui traduit un gradient de contamination en Pb,
Cr et Fe pour les deux campagnes de 2006 (mars et mai). Alors que pour le mois de juillet
2006, la S2 a connu une fable enrichissement en éléments métalliques.
Les relevés des stations aval montrent la présence d’éléments métalliques en Zn et Cu,
ce qui traduit un gradient d’enrichissement en Zn et Cu.
Les relevés de la station de transition (S3) pour les trois campagnes se caractérisent
par une faible contamination métallique.
b. Situation B
Elle concerne les campagnes de 2007 (mars, mai et juillet). Elle se caractérise par un
changement des conditions hydrologiques bien particulières (averses) (figure 47).
Les relevés des stations occupent sur le plan factoriel (F1XF2) une position plus au
moins espacées les uns des autres. Elles se situent du côté fortement contaminé en métaux
lourds. En effet, les relevés des stations de l’aval (S4 et S5) sont espèces les uns des autres sur
le plan factoriel. Elles se trouvent généralement déplacés vers le pôle négatif de l’axe F1 sauf
le mois de juillet 2007. Elles se sont caractérisées par la présence importante des éléments
métalliques qui se traduisent par un gradient d’enrichissement en Cu.
Les relevés des stations amonts (S1 et S2) se caractérisent par la présence des teneurs
de Pb, Cr et Fe, ce qui traduisent un gradient de contamination en Pb, Fe et Cr ; alors que les
relevés de la station S1 du mois de juillet 2007 occupant sur le plan factoriel F1XF2 une
position plus au mois accentuée vers le centre, il traduit à par la suite un gradient
d’enrichissement faible en éléments traces métalliques.
115
III.9. Qualité de la contamination métallique des eaux
Les normes nationales et internationales sont présentées dans Le Tableau III. 10 pour les
différents ETM analysés dans l’eau.
Tableau III.10 : Comparaison des normes internationales de métaux lourds pour les eaux de
consommations (USA, 1992 ; OMS, 1993 ; CEE, 1980 ; France, 1991) exprimées en µg/l.
Pays
P. étude
USA OMS CEE France Qualité des destinées à l’irrigation
Fe
0,020−0,047 300
300
50
200
Zn
0,023−0,042 5000 3000 100
5000
2000
Cu 0,846−4,003 1300 1000
200
Cr
3,330−6,160
5
100
Pb
0,160−0,250
15
10
50
5000
Cd 0,061−0,105
5
3
5
10
Les teneurs métalliques analysées dans l’eau au niveau des 5 stations de notre étude
indiquent une faible contamination en Fe, Z, Cu, Cr, Pb et Cd (Tableau III. 10).
III.10. Conclusion sur la contamination métallique des eaux
Le comportement de six éléments métalliques analysés dans l’eau corrèle positivent
entre eux.
- Les processus d’accumulation du Cr et Cu dans les eaux sont assez importants dans l’eau de
l’estuaire du bas Loukkos.
- Le Fe et le Pb corrèlent très significativement entre eux dans l’eau (r= 0,69). De la même
façon, le Cr et le Cd, qui sont communément utilisés par plusieurs industries à Larache,
corrèlent aussi significativement entre eux.
Ces résultats montrent que la méthode statistique utilisée pour l’analyse des données
est un outil précieux dans l’interprétation objective des résultats analytiques. Elle a confirmé
l’existence d’une corrélation importante entre le Fe et le Pb et a montré que les processus
d’accumulation du Cr dans les eaux de l’estuaire du bas Loukkos sont les conséquences des
rejets des eaux industrielles de la ville de Larache.
Pour concrétiser cette étude, nous avons jugé intéressant d’effectuer l’évaluation
statistique du comportement des métaux lourds solubles, particulaires et les matières en
suspension sur les échantillons des poissons. Ceci fera l’objet du chapitre suivant (IV).
116
IV.1. Introduction
L’apport alimentaire des poissons c’est d’une importance capitale (notion de ration
alimentaire). Le Maroc avec plus de 30 millions d’habitants consomme 700 000 tonnes de
poissons par an. Il s’est avéré que les poissons sont des vecteurs de contamination aux métaux
lourds chez l’homme de sorte que certaines espèces servent aujourd’hui d’outils biologiques
(indicateurs biologiques) à l’évaluation de la pollution des eaux par les métaux lourds. Il n'est
donc pas surprenant que de nombreuses études aient été menées sur la pollution par les
métaux chez les différentes espèces de poissons comestibles (Lewis et al., 2002 ; Canli et
Atli, 2003 ; Henry et al., 2004 ; Usero et al., 2003, Yilmaz, 2003 ; Andreji et al., 2005 ;
Pierron et al., 2007 ; 2007 ; 2008 ; Bird et al., 2007 ; Uluturhan et Kucuksezgin, 2007 ; El
Morhit et al., sous presse). En effet, les organismes marins en particuliers les poissons sont
capables grâce au métabolisme d’accumuler des éléments contaminants de l’environnement
(eaux) dans certains de leurs organes.
Les professionnels des programmes de gestion des eaux, font appel de nos jours aux
poissons comme indicateurs de la qualité des eaux et des écosystèmes aquatiques. Des
analyses toxicologiques sont faites sur des organes accumulateurs potentiels (branchies, foie,
muscles…) des métaux lourds en vue de déterminer les concentrations des contaminants
présumés. Lesquelles concentrations rapportées à des valeurs de référence indiquent le risque
sanitaire pour l’homme (Adams, 2002 ; El Morhit et al., soumis).
Il est de la plus grande importance de noter que, bien que les muscles fournissent
relativement une faible teneur en métaux du fait de leur faible activité métabolique, ils
peuvent servir d’indicateur biologique circonstanciel en raison de sa masse par rapport aux
autres organes comme le foie et les branchies. A partir d’une certaine concentration spécifique
de chaque métal lourd dans le muscle, l’homme est exposé à la contamination par les poissons
(Phillips, 1995).
Le Cd est un élément non essentiel à la vie qui provoque des effets toxiques graves
dans les organismes aquatiques à des concentrations très basses. Le Cr est un élément
chimique de masse relativement élevée qui est toxique même à faible dose, surtout s'il a un
effet cumulatif par ingestion répétée de la nourriture (contaminée) (Laurent, 1981). Le Cu est
117
essentiel pour le métabolisme des poissons (Canli et al., 2003). Mais dangereux pour
l’homme. Il a été révélé que même dans les eaux non polluées par le cuivre les poissons
l’accumulent (Ogino et al., 1980). Le Fe est essentiel pour la respiration cellulaire chez les
animaux. C’est aussi un puissant catalyseur de certaines réactions biochimiques, cependant il
est toxique à des doses élevées (Crichton et al., 2002). L'effet toxique du Pb dépend du cycle
de vie du poisson, du pH, de la dureté de l'eau et de la présence des matières organiques. Le
Pb est classé parmi les métaux les plus toxiques pour l’homme et les animaux (Roony et al.,
1999). Il ne montre pas d’accumulation le long de la chaîne alimentaire pour les organismes
marins (Amiard–Triquet et al., 1988). Il n'a aucun rôle connu dans les systèmes biologiques
(Kalay et al., 2000). Le Zn est un nutriment essentiel pour les organismes aquatiques, mais
s’il est en excès, il peut devenir un contaminant environnemental.
Le but de cette étude est de déterminer les concentrations des métaux traces choisis
dans les branchies, le foie et les muscles de cinq espèces de poissons (PA, SP, DV, LR et BC)
bien représentées dans les ressources halieutiques marocaines. Nos études menées dans la
côte atlantique et l’estuaire du bas Loukkos. En outre elles ont permis de formuler des
corrélations entre les concentrations des métaux dans le site et l’ordre de leur accumulation
dans ces organes des poissons étudiés. De grandes quantités d’eaux d’assainissements
urbains, agricoles et des égouts industrielles ont été déversées dans notre site d’étude.
Ces études sont basées en grande partie sur les organes accumulateurs des métaux
traces dans les tissus des différentes espèces de poisson, tel que les branchies, le foie et le
muscle. Les branchies et le foie sont choisis comme organes cibles pour l’accumulation du
métal. Les concentrations des métaux dans les branchies reflètent les concentrations des
métaux dans les eaux où les espèces du poisson vivent, alors que les concentrations dans le
foie représentent le stockage des métaux (Yilmaz, 2003).
Par l'étude de la biotypologie de la macrofaune benthique de l’estuaire du bas
Loukkos, nous allons essayer de voir quels seront les impacts de charges polluantes déversées
vers la mer. Avant d'entamer la partie faunistique proprement dite, il nous est apparu plus
judicieux de donner un inventaire des différents groupes systématiques de la macrofaune
récoltée lors des échantillonnages.
Les espèces benthiques inventoriées dans la présente étude sont pour la plus part
identifiées jusqu'au rang de l'espèce. Cependant, le stade juvénile, la mauvaise conservation
ou la détérioration de certains caractères ont rendu la détermination de quelques individus
délicate. Ils n'ont été déterminés qu'en jusqu’au rang du genre voire de la famille voire de
l'embranchement (Tableau IV.1).
118
Vertèbres
Tableau IV.1 : Systématique des différents types de poissons étudiés selon (information sur
l'environnement des pêches dans la république Algérienne démocratique et populaire,
novembre 2003 ; Yahyaoui et Jaziri, 2002 ; Yahyaoui et al., 2004).
Nom
Nom scientifique
Emts
Classe
Ordre
Famille
vernaculaire
Pagellus acarne
Actinopterygii
Bazoug
(PA)
Perciformes
Sparidae
Diplodus vulgaris
Sar à têt noir
(DV)
Osteichtyens
Sardina pilchardus
Clupéiformes
Clupéidae
Sardine
(SP)
Mugilidés
Mulet porc
Liza ramada (LR)
Perciformes
Barbeau
Barbus callensis
Mugilidae
Actinopterygii
fluviatile
(BC)
Anguilla anguilla
Anguilliformes Anguillidae
Anguille
(AA)
IV.2. Espèces de poissons
IV.2.1. Pagellus acarne (Risso, 1826) Rome, 1998
Nom FAO : Français - Pageot acaené; Espagne - Aligote; Anglais - Axillary seabream.
Taille max.: Jusqu'à 36 cm; commune de 10 à 25 cm (Photo 3).
Habitat : Espèce démersale de fonds variés, surtout sable, sable vaseux et herbiers à
posidonies, jusqu’à 500 m de profondeur, commune entre 40 à 180 m. jeunes plus côtiers.
Noms locaux : Besugo, Bokha (T); Besugo (L, T) ; Pageot (M, S, Es) ; Boka (a) ;
Boubrahim (Es) ; Taznaght, petit Pageot (C); Pageot blanc (R).
Photo 3 : Pagellus acarne de la côte atlantique marocaine.
VI.2.2. Sardina pilchardus (Walbaum, 1792) Rome, 1998
Nom FAO : Français - sardine commune; Espagne - sardine; Anglais - European pilchard
(Photo 4).
Taille max. : Jusqu'à 25 cm; commune de 15 à 20 cm.
Habitat : Pélagique côtier, jusqu'à 200 m de profondeur, surtout de 25 à 55 m pendant le
jour, et de 15 à 35 m pendant la nuit.
Noms locaux : Sardine.
119
Photo 4 : Sardina pilchardus de la côte atlantique marocaine.
IV.2.3. Diplodus vulgaris (Geoffroy St. -1817) Rome, 1998
Noms FAO : Français - Sar à tête noire; Espagne - Sargo mojarra; Anglais - Common
two-banded seabream (Photo 5).
Taille max. : Jusqu'à 45 cm, commune de 18 à 25 cm.
Habitat : Espèce démersale littorale, de fonds rocheux ou sableux jusqu'à 200 m de
profondeur, les jeunes vivent sur les fonds d'herbiers.
Noms locaux : Sargho, Charro (t); Sargho (M-B, EJ, C, R); Boubradaa (m); Addad (EJ, S,
R, As).
Photo 5 : Diplodus vulgaris de la côte atlantique marocaine.
IV.2.4. Liza ramada (Thomson, 1986)
Taille : 30 à 70 cm, masse moyenne 850 g, pêché par les professionnels et les amateurs
(Photo 6).
Déplacement anadrome au printemps et localisation préférentielle dans l'estuaire fluvial
où la population séjourne en été, déplacement catadrome à l'automne et localisation de la
population dans la partie médiane de l'estuaire abondance inconnue (Delacahux et Niestle,
1997).
Supportant très bien la pollution, une eau peu riche en oxygène et peu saline, le mulet
fréquente dés le printemps les estuaires et remonte jusque dans les ports où il trouve sa
nourriture. Il vit en banc important à son plus jeune âge.
Noms locaux : Mulet/Muge porc, M. à petites lèvres, muge capiton.
Photo 6 : Liza ramada de l’estuaire du bas Loukkos.
120
IV.2.5. Barbus callensis (Risso, 1810)
Noms FAO : anglais = barbel, allemand = Barbe, italien = barbo (Photo 7).
Taille max.: 20 à 60 cm exceptionnellement 1m pour 6 kg. Record Pêche et Poissons = 7,2
kg.
Habitat : Fleuves à courant moyen, eaux claires. Le barbeau vit souvent dans les grands
fonds, près des piles de pont en aval des barrages.
Noms locaux : barbeau fluviatile, barbet, barbillon, berbelet, barboti.
Photo 7 : Barbus callensis de l’estuaire du bas Loukkos.
IV.2.6. Anguilla anguilla (civelles) Linnaeus, 1758
Noms FAO : Anguille européenne (Photo 8).
Taille max. : 7,5 cm
Habitat : Les civelles envahissent les eaux continentales (incluant les zones marines,
estuariennes et de rivière, les marées et les lacs). L’entrée des civelles dans les eaux
continentales s’effectue selon une périodicité saisonnière.
Noms locaux : Anguis.
Photo 8 : Civelles l’estuaire du bas Loukkos.
121
IV.3. Variation intra-spécifique des teneurs métalliques chez les poissons
étudiés
IV.3.1. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez
Pagellus acarne
Les résultats de l’analyse des ETM au niveau des organes (Branchies, Foie et Muscles)
pour l’espèce PA sont représentés dans le tableau IV.2.
Tableau IV.2 : Teneurs en métaux (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais
dans les différents organes chez Pagellus acarne issus de la côte atlantique méditerranéenne.
Pagellus acarne
Branchies
Foie
Muscles
79,95±18,95
76,66±16,95
33,85±4,54
Fe
(61,01−101,40)
(60,40−98,83)
(29,40−38,04)
68,44±19,72
48,04±13,89
24,11±12,78
Zn
(48,90−91,85)
(34,32−66,15)
(10,98−41,23)
43,77±24,52
33,71±20,33
17,58±7,17
Cu
(28,72−80,29)
(15,68−60,40)
(8,45−23,40)
0,05±0,03
0,91±0,04
0,03±0,03
Cr
(0,01−0,09)
(0,87−0,97)
(0,01−0,07)
0,59±0,36
0,42±0,13
0,04±0,03
Pb
(0,21−0,91)
(0,32−0,61)
(0,01−0,09)
0,08±0,02
0,023±0,003
0,012±0,004
Cd
(0,06−0,10)
(0,02−0,023)
(0,01−0,02)
Le Tableau IV.2 et la figure 48 représentent les poids frais des teneurs métalliques des
organes de Pagellus acarne. Généralement les teneurs métalliques du foie et des branchies
sont supérieurs à celles enregistrées au niveau des muscles.
100
Fe
Zn
Cu
1,2
Cr
Pb
Cd
1,0
80
0,8
60
0,6
40
0,4
20
0,2
0
0,0
Branchies
Foie
Muscle
Branchies
Foie
Muscle
Figure 48 : Teneurs métalliques moyennes en Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd dans les différents
organes de Pagellus acarne exprimées en µg/g du poids frais (n=30).
IV.3.1.1. Le fer (Fe)
Les teneurs moyennes en Fe peuvent atteindre une teneur de l'ordre de 79,95 µg/g
obtenue dans les branchies. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 33,85 µg/g dans
122
les muscles. Entre ces deux teneurs il y a une teneur moyenne de l'ordre de 76,66 µg/g qui est
obtenue dans le foie.
Le profil longitudinal des différents organes chez les Pagellus acarne montre que la
teneur la plus élevée est obtenue dan les branchies parce que les branchies sont considérées
comme des organes d'accumulation de tous les éléments métalliques. C'est le premier organe
d'accumulation qui est en contact direct avec l'eau. La teneur qui est la plus faible obtenue
dans les muscles est significative parce que le muscle est un organe de métabolisation.
On peut établir un ordre d'accumulation (O.A) d'élément métallique Fe dans les
différents organes de poissons Pagellus acarne : O.A : Branchies > Foie > Muscles.
D'après cet ordre d'accumulation, la teneur en Fe dans les branchies est supérieure que
celle dans le foie et très supérieure à celle dans les muscles.
IV.3.1.2. Le zinc (Zn)
Les teneurs moyennes en Zn relevées dans les différents organes du Pagellus acarne
montrent que la valeur la plus élevée est de l'ordre de 68,44 µg/g obtenue dans les branchies.
Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 24,11 µg/g obtenue dans les muscles. La
teneur moyenne est de l'ordre de 48,04 µg/g obtenue dans le foie.
D'après les teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation (O.A) du Zn dans les
différents organes du Pagellus acarne :
O.A : Branchies > Foie > Muscles.
Le Zn dans les branchies est supérieur que celui dans le foie et trois fois supérieur que
celui dans les muscles.
IV.3.1.3. Le cuivre (Cu)
Les teneurs moyennes en Cu relevées dans les différents organes du Pagellus acarne
D'après les teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation pour les éléments
métalliques dans les différents organes :
O.A : Branchies > Foie > Muscles
Le Cu dans les Branchies est supérieur que celui dans le foie et deux fois supérieur que
IV.3.1.4. Le chrome (Cr)
Les teneurs moyennes en Cr relevées dans les différents organes du Pagellus acarne
montrent que la valeur la plus élevée est de l'ordre de 0,91 µg/g obtenue dans le foie. Alors
que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,03 µg/g obtenue dans les muscles. La teneur
moyenne est de l'ordre de 0,05 µg/g obtenue dans les branchies.
123
D'après les teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation du Cr dans les différents
organes du Pagellus acarne :
O.A : Foie > Branchies > Muscles.
Le Cr dans le foie est supérieur que celui dans les branchies et très supérieur que celui
dans les muscles.
IV.3.1.5. Le plomb (Pb)
Les teneurs moyennes en Pb relevées dans les différents organes du Pagellus acarne
D'après les teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation du Pb dans les différents
O.A: Branchies > Foie > Muscles.
Le Pb dans les branchies est supérieur que celui dans le foie et très supérieur que celui
dans les muscles.
IV.3.1.6. Le cadmium (Cd)
Les teneurs moyennes en Cd relevées dans les différents organes du Pagellus acarne
D'après les teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation du Cd dans les différents
Le Cd dans les branchies est quatre fois supérieur que celui dans le Foie et huit fois
supérieur que celui dans les muscles.
On peut établir les ordres d'accumulation des organes de l’espèce Pagellus acarne
pour chaque métal et on obtient le résultat dans le Tableau IV.3 :
Tableau IV.3 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Pagellus acarne pour les ETM.
Ordres d'accumulation
Zn, Cu, Pb, Cd et Fe
Branchies > Foie > Muscles
Cr
Foie > Branchies > Muscles
De même on peut établir pour chaque organe un ordre d'accumulation (Tableau IV.4)
et un organotropisme pour les ETM chez cette espèce (figure 49).
Tableau VI.4 : Ordre d'accumulation en ETM dans les différents organes de poissons chez
l’espèce Pagellus acarne.
ETM
Organes
Fe > Zn > Cu > Pb > Cd > Cr
Branchies
Fe > Zn > Cu > Cr > Pb > Cd
Foie
Fe > Zn > Cu > Pb > Cr > Cd
Muscles
124
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Branchies
Foie
Muscles
Figure 49 : Organotropisme de métaux étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés en µg/g du
poids frais dans les organes de poissons Pagellus acarne.
L’organotropisme est dominé par trois éléments métalliques essentiels à savoir le Fe,
Zn et le Cu. Les teneurs de ces trois éléments sont élevées dans les organes (branchies et foie)
que celles dans le muscle chez Pagellus acarne.
IV.3.1.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Pagellus
acarne
L’analyse multifactorielle (ACP) effectuée nous a permis de classer et traiter les
informations relatives des éléments traces métalliques effectués au cours de la période d’étude
par l’établissement des corrélations entre l’ensemble des variables (Annexe tab. 23).
Cette ACP est effectuée sur une matrice des données constituées de 12 individus (3
organes : B, F et M X 4 campagnes : novembre-06, janvier-07, mars-07 et mai-07) au cours
desquels les 6 variables (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) ont été mesurés.
Les valeurs propres des deux composantes F1 et F2 et leur contribution à l’inertie
totale sont représentées dans le Tableau IV.5 et la figure 50 A.
Tableau IV.5 : Répartition de l’inertie des ETM entre les deux axes F1XF2 chez Pagellus
acarne.
F1
F2
Valeur propre
3,89
1,30
Variabilité (%)
64,91
21,72
% cumulé
64,91
86,63
125
B
Valeur propre (%)
F2
A
4,5
1
Cr
Gradient de contamination en Cr
4,0
3,5
3,0
2,5
Fe
Pb
0
2,0
1,5
1,0
0,5
F1
Cu
-1
0,0
-1
F2=21.72
0
F2
3
1
Gradient de contamination en
Fe, Pb, Cu, Zn et Cd
F2
F1=64.91
3
C
D
2
OF NF
OF
2
F
NF
RF
AF
1
RF AF
1
0
F1
RM
M
OM
NM AM
-1
Zn
Cd
NB
OB
AB
B
F1
0
RM
OM
NMAM
-1
RB
NB
OB
RB
AB
-2
-2
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
Figure 50 : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les organes des
Pagellus acarne. -A : Répartition de l’inertie entre les deux axes (F1XF2). -B : Cycle de
corrélation des variables. -C : Carte factorielle des organes [B : branchies, F : foie et M :
muscles]. -D : Carte factorielle des saisons [O : novembre, N : janvier, R : mars et A : mai].
L’examen de la matrice de corrélation entre variables (Tableau IV.6) révèle la
présence :
D’un premier ensemble de variables, constitué de descripteurs bien corrélés entre eaux, il
s’agit du :
• {Zn/Cu (r=0,873), Zn/Pb (r=0,824), Zn/Cd (r=0,820) et Zn/Fe (r=0,673)} (corrélations
très significatives).
126
• {Cu/Pb (r= 0,644) et Cu/Cd (r= 0,610)} (corrélations moyennement significatives).
• {Pb/Cd (r= 0,765) et Pb/Fe (r=0,844)} (corrélations très significatives).
• Cd/Fe (r=0,646) (corrélations significatives).
Tableau IV.6 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre variables des ETM chez Pagellus
acarne.
Variables
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
Fe
Zn
1
Cu
0,873*
1
Cr
0,054
0,098
1
Pb
0,824*
0,644*
0,166
1
Cd
0,820*
0,610*
-0,338
0,765*
1
Fe
0,673*
0,479
0,403
0,844*
0,646*
1
Les valeurs en etoile (*) sont significativement différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0,05.
Dans le plan factoriel F1XF2 (Figure 50B et Tableau IV.7), la 1ère composante (axe
F1) contribue avec 64,91 % d’inertie, décrit partiellement la contamination des Pagellus
acarne avec Zn (0,952), Cu (0,818), Pb (0,931), Cd (0,861) et Fe (0,836).
Avec une inertie de 21,72 % la deuxième composante (axe F2) décrit l’enrichissement
des Pagellus acarne en Cr (0,982).
Les codes des variables et leurs coordonnées sont représentés au niveau du tableau IV.6.
Tableau IV.7 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Pagellus
acarne.
campagnes
Code
Organes
Code
Variables Code
F1
F2
nov-06
O
Branchies
B
Fer
Fe
0,95*
−0,09
janv-07
N
Foie
F
Zinc
Zn
0,81*
−0,04
mars-07
R
Muscles
M
Cuivre
Cu
0,11
0,98*
mai-07
A
Chrome
Cr
0,93*
0,09
Plomb
Pb
0,86*
−0,43
Cadmium
Cd
0,83*
0,36
De la gauche vers la droite, l’axe F1, traduit donc un gradient croissant de
contamination des Pagellus acarne en Fe, Pb, Zn, Cu et Cd. Du bas vers le haut, l’axe F2,
traduit donc un gradient croissant de contamination des Pagellus acarne par Cr (Figure 50B).
La structure typologique dégagée par le plan F1XF2 montre l’individualisation de trois
zones selon leur degré de contamination (Figure 50C): Une zone formée par les individus des
branchies (OB, NB, RB et AB) dont lesquels ils se caractérisent par une pollution
moyennement importante en Cd, Zn, Fe, Pb et Cu. Une zone formée par les individus de foie
(OF, NF, RF et AF) dont lesquels ils se caractérisent par une pollution importante en Cr.
Enfin une zone formée par les individus de muscles (OM, NM, RM et AM) dont lesquels ils
se caractérisent par une pollution faible en ETM.
127
La pollution métallique des Pagellus acarne représentée suivant le plan F1XF2 de
l’ACP montre que (figure 50D).
• En premier lieu, le Cr reste le principal contaminant métallique et montre une large
distribution dans le foie avec une contamination maximale durant le mois de
novembre 2006. Ce métal a tendance à se concentrer facilement dans le foie de ce
poisson. Sa présence témoigne de la présence de rejets de l’usine d’emballage et de
sucrerie, tanneries, textiles. Sans oublier les apports en Cr, charriés et transportée par
les eaux de Loukkos en provenance du bassin tout entier.
• En deuxième lieu, le Pb montre une surprenante contamination généralisée avec un
maximum dans le foie durant le mois le mois janvier 2007. Sa présence témoigne de
son usage très fréquent par les unités industrielles avoisinantes et aussi comme produit
de combustion dégagée par les automobiles.
• En troisième lieu, le Cd qui montre une certaine contamination non négligeable avec
un maximum dans les branchies durant le mois de mois mai 2007. Sa présence
pourrait être attribuée aux rejets des industries avoisinantes, des agricoles, des
tabagismes (la fumée de cigarette renferme 0,2µg/g de Cd par cigarette).
IV.3.1.8. L’analyse de variance (ANOVA) des ETM chez Pagellus acarne
L’ANOVA à deux facteurs (saisons et tissus) effectuée sur la teneur du Fe, Zn, Cu, Cr,
Pb et Cd chez PA a révélé à travers le test Pearson une différence significative (à P<0,001)
entres les saisons pour le Fe, Zn, Cr, Pb et Cd et significative (à P<0,01) pour le Zn et Cr dans
le foie (Tableau IV.8).
Tableau IV.8 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Pagellus acarne.
Organes
PA
Saisons
Branchies
Foie
Muscles
F
P>F
F
P>F
F
P>F
F
P>F
Fe 182,975 0,052
17,684
0,166 102,316 0,070
21,765
0,000***
Zn
7,481
0,250 26005,387 0,004** 18,062 0,164
47,857
< 0,0001***
Cu
9,754
0,221 244,381 0,045* 12,612 0,195
9,184
0,007**
Cr
2,581
0,403 16547,111 0,005** 72,470 0,083
202,073
< 0,0001***
Pb
2,176
0,432
0,558
0,688 2372,604 0,015*
31,581
< 0,0001***
Cd 1894,284 0,016*
0,724
0,639 284,571 0,042*
60,644
< 0,0001***
128
Sardina pilchardus
Les résultats de l’analyse des ETM au niveau des organes (Branchies, Foie et Muscles)
pour l’espèce Sardina pilchardus sont représentés dans le tableau IV.9.
Tableau IV.9 : Teneurs en métaux (Fe, Cu, Cr, Pb, Zn et Cd) exprimées en µg/g du poids frais
dans les différents organes chez Sardina pilchardus issus de la côte atlantique
méditerranéenne
Sardina pilchardus
Branchies
Foie
Muscles
85,54±14,63
68,42±12,22
62,18±12,46
Fe
(67,45−100,02)
(55,45−81,02)
(45,60−75,30)
51,67±28,01
36,80±24,60
37,27±22,73
Zn
(24,97−78,12)
(10,65−63,41)
(20,35−70,01)
15,99±3,65
32,36±3,13
19,17±5,78
Cu
(12,00−20,45)
(29,39−36,70)
(14,20−27,50)
0,82±0,15
0,13±0,046
0,10±0,01
Cr
(0,61−0,95)
(0,09−0,19)
(0,08−0,12)
0,63±0,38
0,14±0,048
0,55±0,03
Pb
(0,09−0,98)
(0,09−0,19)
(0,51−0,59)
0,083±0,07
0,053±0,032
0,085±0,15
Cd
(0,03−0,20)
(0,01−0,09)
(0,009−0,310)
Le Tableau IV.9 et la figure 51 représentent les poids frais des teneurs métalliques des
organes de Sardina pilchardus. Généralement les teneurs métalliques des branchies et du foie
sont supérieures à celles enregistrées au niveau des muscles.
120
Fe
Zn
Cu
100
1,0
Cr
Pb
Cd
0,8
80
0,6
60
0,4
40
20
0,2
0
0,0
Branchies
Foie
Muscles
Branchies
Foie
Muscles
organes de Sardina pilchardus exprimées en µg/g du poids frais (n=30).
Les teneurs moyennes en Fe relevées dans les différents organes du Sardina
pilchardus peuvent atteindre une valeur de l'ordre de 85,54 µg/g obtenue dans les branchies.
Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 62,18 µg/g obtenue dans les muscles. Entre
129
ces deux teneurs il y a une teneur moyenne de l'ordre de 68,42 µg/g qui est obtenue dans le
foie.
Le profil longitudinal des différents organes chez Sardina pilchardus montre que les
teneurs du Fe les plus élevées sont obtenues dans les branchies et le foie car se sont des
organes d’accumulation.
différents organes de poissons chez Sardina pilchardus : O.A : Branchies > Foie > Muscles.
La teneur en Fe dans les branchies est supérieure que celle des autres organes.
Les teneurs moyennes en Zn relevées dans les différents organes du Sardina
pilchardus montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 51,67 µg/g obtenue dans les
branchies. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 37,27 µg/g obtenue dans les
muscles. La teneur moyenne est de l'ordre de 36,80 µg/g obtenue dans le foie.
D'après les teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Zn dans les différents
organes du Sardina pilchardus :
O.A : Branchies > Muscles > Foie
Le Zn dans les branchies est supérieur que celui dans le foie est très supérieur que
Les teneurs moyennes en Cu relevées dans les différents organes du Sardina
branchies. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 16 µg/g obtenue dans les
muscles. La teneur moyenne est de l'ordre de 19,18 µg/g obtenue dans les muscles.
D'après les teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation du Cu dans les différents
organes et on obtient le schéma suivant:
O.A : Foie > Muscles > Branchies.
Le Cu dans le foie est supérieur que celui dans les autres organes tels que: branchies et
muscles.
Les teneurs moyennes en Cr relevées dans les différents organes montrent que la
teneur la plus élevée est de l'ordre de 0,82 µg/g obtenue dans les branchies. Alors que la
teneur la plus faible est de l'ordre de 0,10 µg/g obtenue dans les muscles. La teneur moyenne
est de l'ordre de 0,13 µg/g obtenue dans le foie.
D'après les teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Cr dans les différents
organes du Sardina pilchardus : O.A : Branchies > Foie > Muscles.
130
Selon ce schéma, le Cr dans les branchies est supérieur que celui dans les autres
organes.
Les teneurs moyennes en Pb relevées dans les différents organes du Sardina
branchies. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,14 µg/g obtenue dans le foie.
La teneur moyenne est de l'ordre de 0,55 µg/g obtenue dans les muscles.
D'après les teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Pb dans les différents
O.A : Branchies > Muscles > Foie
Le Pb dans les branchies est supérieur que celui dans les muscles est très supérieur que
celui dans le foie.
Les teneurs moyennes en Cd relevées dans les différents organes du Sardina
muscles. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,053 µg/g obtenue dans le foie. La
teneur moyenne est de l'ordre de 0,083 µg/g obtenue dans les branchies.
D'après les teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Cd dans les différents
O.A : Muscles > Branchies > Foie
Le Cd dans les muscles est supérieur que celui dans les autres organes.
On peut établir les ordres d'accumulation des organes de l’espèce Sardina pilchardus
pour chaque métal et on obtient le résultat dans le Tableau IV.10.
Tableau IV.10 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Sardina pilchardus pour les
ETM.
Cr et Fe
Cu
Foie > Muscles > Branchies
Zn, Pb
Branchies > Muscles > Foie
Cd
Muscles > Branchies > Foie
De même on peut établir pour chaque organe un ordre d'accumulation et un
organotropisme d’éléments métalliques qui sont présentés dans le Tableau IV.11 et la Figure
52.
Tableau IV.11 : Ordre d'accumulation des différents ETM dans les différents organes chez les
Sardina pilchardus.
Organes
ETM
Branchies
Foie et muscles
131
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Branchies
Foie
Muscles
Figure 52 : Organotropisme de métaux étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés en µg/g du
poids frais dans les organes de poissons Sardina pilchardus.
L’organotropisme est dominé par trois éléments métalliques à savoir le Fe, Zn et le
Cu. Les teneurs de ces trois éléments sont élevées au niveau des organes (foie et branchies)
que celles dans le muscle (figure 52).
IV.3.2.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Sardina
pilchardus
Cette ACP est effectuée sur une matrice des données constituée de 12 individus (3
organes : B, F et M X 4 campagnes : O, N, R et A) au cours desquels les 6 variables (Fe, Zn,
Cu, Cr, Pb et Cd) ont été mesurés (Annexe tab. 24).
totale sont représentées dans le Tableau IV.12 et la figure 53A.
Tableau IV.12 : Répartition de l’inertie des ETM entre les deux axes (F1XF2) chez Sardina
pilchardus.
F1
F2
Valeur propre
2,56
1,48
Variabilité (%)
42,65*
24,70*
% cumulé
42,65
67,36*
132
F2
A
1
B
Cd
Gradient de contamination en Cd et Cu
3,0
Valeur propre (%)
2,5
2,0
Cu
Fe
F1
0
1,5
1,0
0,5
Pb
Cr
Zn
0,0
F1=42.65
F2=24.70
-1
Gradient de contamination en Cr, Pb et Fe
4
3
C
AM
0
D
AM
2
Cd
RF
2
1
Cu
RF
OF
F
AF
0
B
RB
Pb
Cr
NF
RM
OM NM
AB
OF AF
AB
Fe
M
0
NF
-1
OM RM
NM
Zn
NB
0
2
F1
OB
NB
-2
OB
-5
-2
RB
F1
-2
-4
1
F2
F2
-1
4
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
6
Sardina pilchardus. -A : Répartition de l’inertie entre les deux axes. -B : Cycle de
corrélation. -C : Carte factorielle des organes. -D : Carte factorielle des saisons.
présence :
D’un premier ensemble de variables, constitué de descripteurs corrélés entre eaux, il s’agit du:
Cr/Fe (r=0,67) (corrélations moyennement significatives).
133
Tableau IV.13
pilchardus.
Variables
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
Fe
: Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables chez Sardina
Zn
1
-0,24
0,26
0,06
-0,09
0,29
Cu
Cr
Pb
Cd
Fe
1
-0,50
-0,52
0,26
-0,06
1
0,56*
0,08
0,67*
1
0,33
0,35
1
0,49
1
Dans le plan factoriel F1XF2 (Figure 53B et Tableau IV.14), la 1ère composante
contribue avec 42,65 % d’inertie, décrit partiellement la contamination des SP avec Cr (0,88),
Pb (0,774), Fe (0,75) et Zn (0,39). Et Avec une inertie de 24,70 % la deuxième composante
décrit l’enrichissement des SP en Cu (0,67) et Cd (0,85).
Les codes des variables et leurs coordonnées sont représentés au niveau du Tableau
IV.14.
Tableau IV.14 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Sardina
pilchardus.
Campagnes Code
Organes
Code Variables Code
F1
F2
nov-06
O
Branchies
B
Fer
Fe
0,39
-0,29
janv-07
N
Foie
F
Zinc
Zn
-0,58
0,67*
mars-07
R
Muscles
M
Cuivre
Cu
0,88*
-0,11
mai-07
A
Chrome
Cr
0,77*
-0,003
Plomb
Pb
0,32
0,85*
Cadmium
Cd
0,75*
0,44
contamination des Sardina pilchardus en Cr, Pb et Fe. Et du bas vers le haut, l’axe F2, traduit
donc un gradient croissant de contamination par Cd et Cu.
zones selon leur degré de contamination (Figure 53C).
• Une zone formée par les individus des branchies (OB, NB, RB, AB) dont lesquels ils
se caractérisent par une pollution importante en Cr, Pb et Fe.
• Une zone formée par les individus de foie (OF, NF, RF, AF) dont lesquels ils se
caractérisent par une pollution faible en Cu.
• Une zone formée par les individus de muscles (OM, NM, RM, AM) dont lesquels ils
se caractérisent par une pollution moyenne en Cd.
La pollution métallique des Sardina pilchardus représentée suivant le plan F1XF2 de
l’ACP montre que (Figure 53D) :
distribution dans les branchies avec une contamination maximale durant le mois de
134
mars 2007. Ce métal a tendance à se concentrer facilement dans les branchies de ce
poisson.
• En deuxième lieu, le Cd qui montre une certaine contamination non négligeable avec
un maximum dans les muscles durant le mois de mois mai 2007.
• En troisième lieu, le Pb montre une surprenante contamination généralisée avec un
maximum dans les branchies durant le mois de mois mai 2007.
IV.3.2.8. L’ANOVA des ETM chez Sardina pilchardus
Pb et Cd chez SP a révélé à travers le test Pearson une différence significative (à P<0,001)
entres les saisons pour le Cd et significative (à P<0,05) pour le Cu dans les branchies et Cd
dans les muscles (Tableau IV.15).
Tableau IV.15 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Sardina pilchardus.
Organes
SP
Saisons
Branchies
Foie
Muscles
F
P>F
F
P>F
F
P>F
F
P>F
Fe
1,909 0,456
1,283
0,530 0,775 0,626
15,020
0,001**
Zn 49,676 0,100
0,611
0,671 26,287 0,137
1,458
0,283
Cu 362,027 0,037* 0,862
0,606 4,473 0,317
18,126
0,001**
Cr 28,227 0,132
1,451
0,506 20,346 0,155
17,199
0,001**
Pb
7,395 0,252
4,236
0,325 2,107 0,438
6,719
0,016**
Cd
8,610 0,234 118,250 0,065 364,240 0,037*
22,785
0,000***
Diplodus vulgaris
Les résultats de l’analyse des ETM dans les organes de poissons Diplodus vulgaris
sont représentés dans le Tableau IV.16.
Tableau IV.16 : Teneurs moyennes en métaux (Fe, Cu, Cr, Pb, Zn et Cd) exprimées en µg/g
du poids frais dans les différents organes chez Diplodus vulgaris (côte atlantique marocaine).
Diplodus vulgaris
Branchies
Foie
Muscles
89,02±11,04
34,71±4,86
30,768±10,09
Fe
(73,73−100,11)
(30,01−40,02)
(23,24−45,41)
60,57±16,67
72,27±16,81
34,675±8,58
Zn
(42,03−79,40)
(51,03−91,89)
(29,40−47,50)
34,06±12,23
34,13±10,04
29,493±11,09
Cu
(20,40−50,02)
(20,42−44,51)
(20,03−45,50)
0,30±0,44
0,80±0,11
0,395±0,26
Cr
(0,01−0,95)
(0,65−0,91)
(0,15−0,64)
0,25±0,11
1,06±0,06
0,645±0,24
Pb
(0,15−0,41)
(1,00−1,12)
(0,31−0,91)
0,056±0,058
0,014±0,005
0,010±0,008
Cd
(0,003−0,110)
(0,009−0,019)
(0,001−0,020)
135
Le Tableau IV.16 et la figure 54 représentent les poids secs des teneurs métalliques
des organes de Diplodus vulgaris. Généralement les teneurs des oligo-éléments métalliques
(Fe, Zn et Cu) des branchies sont supérieures à celles enregistrées au niveau des autres
organes. Alors que les métaux traces (Cr, Pb et Cd) dans le foie sont supérieures à celles
enregistrées au niveau des autres organes.
Fe
120
Zn
Cu
Cr
1,4
Pb
Cd
1,2
100
1,0
80
0,8
60
0,6
40
0,4
20
0,2
0
0,0
Branchies
Foie
Muscle
Branchies
Foie
Muscle
organes de Diplodus vulgaris exprimées en µg/g du poids frais (n=30).
Les teneurs moyennes en Fe relevées dans les différents organes du Diplodus vulgaris
sont de l'ordre de 89,02 µg/g obtenue dans les branchies. Alors que la teneur la plus faible est
de l'ordre de 30,77 µg/g obtenue dans les muscles. Entre ces deux teneurs il y a une teneur
moyenne de l'ordre de 34,71 µg/g qui est obtenue dans le foie.
Le profil longitudinal des différents organes chez les Diplodus vulgaris montre que les
teneurs du Fe les plus élevées sont obtenues dans les branchies.
différents organes de poissons Diplodus vulgaris :
La teneur en Fe dans les branchies est deux fois supérieure à celle dans le foie et les
muscles.
Les teneurs moyennes en Zn relevées dans les différents organes du Diplodus vulgaris
montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 72,28 µg/g obtenue dans le foie. Alors
D'après ces teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation du Zn dans les différents
organes du Diplodus vulgaris :
136
Le Zn dans le foie est supérieur à celui dans les branchies et deux fois supérieures à
Les teneurs moyennes en Cu relevées dans les différents organes du Diplodus
vulgaris montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 34,14 µg/g obtenue dans le
foie. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 29,49 µg/g obtenue dans les muscles.
La teneur moyenne est de l'ordre de 34,06 µg/g obtenue dans les branchies.
Le Cu dans le foie et branchies est supérieur que celui dans les muscles.
Les teneurs moyennes en Cr relevées dans les différents organes du Diplodus vulgaris
montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 0,80µg/g obtenue dans le foie. Alors
que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,30 µg/g obtenue dans les branchies. La teneur
moyenne est de l'ordre de 0,39 µg/g obtenue dans les muscles.
D'après ces teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Cr dans les différents
O.A: Foie > Muscles > Branchies.
Le Cr dans le foie est deux fois supérieur à celui dans les muscles et branchies.
Les teneurs moyennes en Pb relevées dans les différents organes du Diplodus vulgaris
D'après les teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Pb dans les différents
Le Pb dans le foie est supérieur à celui dans les autres organes.
Les teneurs moyennes en Cd relevées dans les différents organes du Diplodus vulgaris
montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 0,056 µg/g obtenue dans les branchies.
Le Cd dans les branchies est supérieur à celui dans les autres organes.
137
On peut établir les ordres d'accumulation des organes de l’espèce Diplodus vulgaris pour
chaque métal et on obtient le résultat dans le Tableau IV.17.
Tableau IV.17 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Diplodus vulgaris pour les
ETM.
Cd et Fe
Zn et Cu
Cr et Pb
De même pour les différents éléments métalliques on peut établir pour chaque organe
un ordre d'accumulation (Tableau IV.18) et un organotropisme (Figure 55).
Tableau IV.18 : Ordre d'accumulation des métaux étudiés dans des différents organes chez les
Diplodus vulgaris.
Organes
ETM
Branchies
Foie et muscles
Zn > Fe > Cu > Pb > Cr > Cd
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Branchies
Foie
Muscles
Figure 55 : Organotropisme des métaux étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés en µg/g
du poids frais dans les différents organes chez Diplodus vulgaris.
L’organotropisme est dominé par le Fe, Zn et le Cu chez les trois organes par contre
les teneurs des autres éléments sont très faibles (figure 55).
IV.3.3.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Diplodus
vulgaris
organes x 4 campagnes) au cours desquels les 6 variables (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) ont été
mesurés (Annexe tab. 25).
138
A
B
1
Cr
Gradient de contamination en Cr, Pb et Zn
Valeur propre (%)
F2
Tableau IV.19 : Répartition de l’inertie des ETM entre les deux axes chez Diplodus vulgaris.
F1
F2
Valeur propre
2,558
2,170
Variabilité (%)
42,632*
36,161*
% cumulé
42,632
78,793*
2,6
2,5
2,4
Pb
Zn
Cu
Cd
F1
0
2,3
2,2
2,1
2,0
Fe
-1
1,9
-1
F2=36,16
F2
4
3
C
D
F
AF
Cr
RF
PbOF
NF
2
Zn
Cu
AB
Cd
M
Fe
OM
AB
F1
-2
B
0
NM
OM
RB
RB
NB OB
-3
-4
-2
NF
AM
-1
NB
OB
-4
OF
RM
NM
-2
RF
1
F1 0
0
RM
AF
2
AM
-6
1
F2
F1=42,63
0
Gradient de contamination en Cd, Fe et Cu
2
4
6
-5
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
Diplodus vulgaris. -A : Répartition de l’inertie entre les deux axes. -B : Cycle de corrélation. C : Carte factorielle des organes. -D : Carte factorielle des saisons.
139
présence :
D’un premier ensemble de variables, constitué de descripteurs corrélés entre eaux, il
s’agit du :
• Zn/Cr (r= 0,58), Cu/Cd (r= 0,53) et Cr/Pb (r= 0,55) (corrélation faiblement
significative).
• {Pb/Fe (r= −0,71) et Cd/Fe(r= 0,68)} (corrélation moyennement significative).
Tableau IV.20
vulgaris.
Variables
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
Fe
: Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables chez Diplodus
Zn
1
0,275
0,582*
0,246
0,459
0,299
Cu
Cr
Pb
Cd
Fe
1
0,438
−0,116
0,538*
0,234
1
0,556*
0,204
−0,294
1
−0,478
−0,715*
1
0,685*
1
Les valeurs en (étoile) sont significativement différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0,05.
Dans le plan factoriel F1XF2 (figure 56B et Tableau IV.21), la 1ère composante (axe 1)
contribue avec 42,63 % d’inertie, décrit partiellement la contamination des Diplodus vulgaris
avec Cd
(0,92), Fe (0,85), et Cu (0,60). Et avec une inertie de 36,16 % la deuxième
composante (axe 2) décrit l’enrichissement des Diplodus vulgaris en Cr (0,94), Pb (0,72) et
Zn (0,66).
IV.21.
Tableau IV.21 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Diplodus
vulgaris.
campagnes
Code
Organes
Code
Variables Code
F1
F2
nov-06
O
Branchies
B
Fer
Fe
0,480
0,667*
janv-07
N
Foie
F
Zinc
Zn
0,603*
0,414
mars-07
R
Muscles
M
Cuivre
Cu
0,090
0,941*
mai-07
A
Chrome
Cr
−0,612
0,724*
Plomb
Pb
0,924*
0,107
Cadmium
Cd
0,853*
−0,364
contamination des Diplodus vulgaris en Cd, Fe et Cu. Et du bas vers le haut, l’axe F2, traduit
donc un gradient croissant de contamination des Diplodus vulgaris par Cr, Pb et Zn.
La structure typologique dégagée par le plan F1XF2 (Figure 56C) montre
l’individualisation de trois zones selon leur degré de contamination :
• Une zone formée par les individus des branchies (OB, OF, RB et AB) dont lesquels ils
se caractérisent par une pollution importante en Cd et Fe.
140
• Une zone formée par les individus de foie (OF, NF, RF et AF) dont lesquels ils se
caractérisent par une pollution faible en Pb et Cr.
• Une zone formée par les individus de muscles (OM, NM, RM et AM) dont lesquels ils
se caractérisent par une pollution moyenne en Zn et Cu.
La pollution métallique des Diplodus vulgaris représentée suivant le plan F1XF2
(Figure 56D) de l’ACP montre que :
distribution dans le foie avec une contamination maximale durant le mois de mai
2007. Ce métal a tendance à se concentrer facilement dans les branchies de ce poisson.
un maximum dans les branchies durant le mois de mois mai 2007.
•
En troisième lieu, le Pb montre une surprenante contamination généralisée avec un
maximum dans le foie durant le mois de novembre 2006 et mai 2007.
IV.3.3.8. ANOVA des ETM chez Diplodus vulgaris
Pb et Cd chez DV a révélé à travers le test Pearson une différence significative (à P<0,001)
entres les saisons pour tout les éléments métalliques sauf Zn et Cu et significative (à P<0,05)
dans les tissus pour le Fe dans les muscles et Cu dans les branchies (Tableau IV.22).
Tableau IV.22 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Diplodus vulgaris.
Organes
DV
Saisons
Branchies
Foie
Muscles
F
P>F
F
P>F
F
P>F
F
P>F
Fe 12,496 0,196 4,854
0,306 55252,802 0,003**
27,576
0,000***
Zn 134,681 0,061 2,120
0,437
5,935
0,279
9,347
0,006**
Cu 205,068 0,049* 2,764
0,391
2,632
0,400
5,172
0,032**
Cr
3,100 0,373 10,991 0,209
1,391
0,514
37,783
< 0,0001***
Pb
4,337 0,322 6,150
0,274
2,645
0,399
40,226
< 0,0001***
Cd
9,633 0,222 2,170
0,433
7,985
0,243
28,876
0,000***
IV.3.4. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez Liza
ramada
Les résultats de l’analyse des métaux lourds au niveau des organes de Liza ramada
sont représentés dans le Tableau IV.23 et la figure 57.
141
Tableau IV.23 : Teneurs moyennes en métaux (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés en µg/g du
poids frais dans les différents organes chez Liza ramada issus de l’estuaire du bas Loukkos.
Liza ramada
Branchies
Foie
Muscles
29,35±8,47
48,34±14,29
35,44±12,97
Fe
(22,01−40,98)
(31,47−60,70)
(20,29−50,20)
39,48±15,24
36,07±10,46
23,27±14,00
Zn
(27,57−60,67)
(25,62−50,01)
(10,30−42,09)
12,26±5,87
24,81±9,96
10,40±5,21
Cu
(7,02−20,51)
(13,93−35,07)
(6,54−17,89)
0,34±0,16
0,68±0,14
0,14±0,09
Cr
(0,21−0,59)
(0,50−0,81)
(0,09−0,29)
0,36±0,03
0,26±0,09
0,13±0,04
Pb
(0,32−0,40)
(0,15−0,37)
(0,10−0,20)
0,053±0,03
0,051±0,04
0,027±0,03
Cd
(0,02−0,09)
(0,01−0,09)
(0,006−0,071)
Le Tableau VI.23 et la figure 51 représentent les poids secs des teneurs métalliques
des organes de Liza ramada. Généralement les teneurs métalliques de foie sont supérieurs à
celles enregistrées au niveau des autres organes.
70
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
0,9
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0,0
60
50
40
30
20
10
0
Branchies
Foie
Muscle
Branchies
Foie
Muscle
Figure 57 : Teneurs métalliques moyennes des éléments étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd)
dans les différents organes de Liza ramada exprimées en µg/g du poids frais (n=60).
Les teneurs moyennes en Fe relevées dans les différents organes du Liza ramada sont
de l'ordre de 48,34 µg/g obtenue dans le foie. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre
de 29,35 µg/g obtenue dans les branchies. Entre ces deux teneurs il y a une teneur moyenne
de l'ordre de 35,45 µg/g qui est obtenue dans les muscles.
Le profil longitudinal des différents organes chez les Liza ramada montre que les
teneurs du Fe les plus élevées sont obtenues dans le foie.
différents organes de poissons Liza ramada :
142
La teneur en Fe dans le foie est supérieure à celle dans les autres organes.
Les teneurs moyennes en Zn relevées dans les différents organes du Liza ramada
montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 39,49 µg/g obtenue dans les branchies
de la même espèce. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 23,28 µg/g obtenue dans
les muscles. La teneur moyenne est de l'ordre de 36,07 µg/g obtenue dans le foie.
organes du Liza ramada:
Le Zn dans les branchies est supérieur à celui dans le foie et les muscles.
Les teneurs moyennes en Cu relevées dans les différents organes du Liza
ramada montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 24,81 µg/g obtenue dans les
branchies de la même espèce. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 10,40 µg/g
obtenue dans les muscles. La teneur moyenne est de l'ordre de 12,26 µg/g obtenue dans le
foie.
D'après ces teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation pour le Cu dans les
différents organes de Liza ramada :
Le Cu dans le foie est deux fois supérieur que celui dans les branchies et les muscles.
Les teneurs moyennes en Cr relevées dans les différents organes du Liza ramada
organes du Liza ramada:
O.A: Foie > Branchies > Muscles.
Le Cr dans le foie est deux fois supérieur à celui dans branchies et muscles.
Les teneurs moyennes en Pb relevées dans les différents organes du Liza ramada
montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 1,36 µg/g obtenue dans les branchies de
la même espèce. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,13 µg/g obtenue dans les
muscles. La teneur moyenne est de l'ordre de 0,26 µg/g obtenue dans le foie.
D'après les teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Pb dans les
différents organes du Liza ramada:
Le Pb dans les branchies est supérieur à celui dans les autres organes.
143
Les teneurs moyennes en Cd relevées dans les différents organes du Liza ramada
montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 0,053 µg/g obtenue dans les branchies
de la même espèce. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,027 µg/g obtenue dans
les muscles. La teneur moyenne est de l'ordre de 0,051 µg/g obtenue dans le foie.
organes du Liza ramada :
Le Cd dans les branchies est supérieur à celui dans les autres organes.
On peut établir les ordres d'accumulation des organes de l’espèce Liza ramada pour
chaque métal et on obtient le résultat dans le Tableau IV.24.
Tableau IV.24 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Liza ramada pour les ETM.
Zn, Pb et Cd
Cu et Cr
Fe
un ordre d'accumulation (Tableau IV.25) et un organotropisme qui sont présentés dans la
figure 58 :
Tableau IV.25 : Ordre d'accumulation des ETM dans des différents organes chez les Liza
ramada.
Organes
ETM
Branchies
Foie et muscle
Fe
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
Branchies
Zn
Cu
Foie
Cr
Pb
Cd
Muscles
Figure 58 : Organotropisme des métaux étudiés exprimés en µg/g du poids frais dans les
différents organes chez Liza ramada.
L’organotropisme est dominé par le Fe, Zn et le Cu chez les trois organes par contre
les teneurs des autres éléments sont variées (figure 58).
144
IV.3.4.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Liza ramada
organes X 4 campagnes) au cours desquels les 6 variables (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) ont été
mesurés (Annexe tab. 26). Les valeurs propres des deux composantes F1 et F2 et leur
contribution à l’inertie totale sont représentées dans le Tableau IV.26 et la figure 59A.
F2
Tableau IV.26 : Répartition de l’inertie entre les deux axes chez Liza ramada.
F1
F2
Valeur propre
3,88
1,34
Variabilité (%)
64,80*
22,39*
% cumulé
64,80
87,19*
B
A
1
Valeur propre (%)
Gradient de contamination en Pb
4,5
4,0
3,5
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
Pb
Zn
Cr
Cd
0
F1
Cu
Fe
-1
F1=64.80
-1
F2=22.39
0
1
6
F2
F2
Gradient de contamination en Cu, Cd, Fe, Zn et Cr
2
C
D
AB
RB
NB
4
1
OB
OF
AB
2
NBB RB Pb
OB
Zn
OF
Cr
Cd
NFCu
Fe
0
OM
M
NM
-2
AM
RM
0
F RF
AF
OM
F1
AF
F1
NF
-1
RF
NM
RM
AM
-2
-4
-8
-6
-4
-2
0
2
4
6
8
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
Figure 59 : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les organes des Liza ramada. -A :
Carte factorielle des saisons.
145
présence :
D’un premier ensemble de variable, constitué de descripteurs bien corrélés entre eaux, il
s’agit du :
• {Zn/Cu (r= 0,68), Zn/Cr (r=0,61), Zn/Fe (r= 0,61)} (corrélations moyennement
significatives) et ZN/Cd (corrélations très significative)
• {Cu/Cr (r= 0,83), Cu/Cd (r= 0,77) et Cu/Fe (r= 0,91)} (corrélation très significative).
• Cr/Fe (r= 0,65).
• Cd/Fe (r= 0,70).
Tableau IV.27 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables chez Liza ramada.
Variables
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
Fe
Zn
1
Cu
0,686*
1
Cr
0,619*
0,833*
1
Pb
0,359
-0,043
0,270
1
Cd
0,880*
0,772*
0,501
0,099
1
Fe
0,611*
0,912*
0,658*
-0,359
0,709*
1
Les valeurs en gras sont significativement différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0,05.
1) contribue avec 64,80 % d’inertie, décrit partiellement la contamination des Liza ramada
avec Cu (0,95), Cd (0,88), Fe (0,87), Zn (0,86) et Cr (0,82). Et avec une inertie de 22,39 % la
deuxième composante (axe 2). Décrit l’enrichissement des Liza ramada en Pb (0,98).
Les codes des variables et leurs coordonnées sont représentés au niveau du tableau IV.
Tableau IV.28 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Liza ramada.
campagnes
Code
Organes
Code
Variables
Code
F1
F2
nov-06
O
Branchies
B
Fer
Fe
0,86*
0,32
janv-07
N
Foie
F
Zinc
Zn
0,95*
−0,16
mars-07
R
Muscles
M
Cuivre
Cu
0,82*
0,16
mai-07
A
Chrome
Cr
0,09
0,98*
Plomb
Pb
0,88*
0,05
Cadmium
Cd
0,87*
−0,45
contamination des Liza ramada en Cu, Cd, Fe, Zn et Cr. Du bas vers le haut, l’axe F2, traduit
donc un gradient croissant de contamination des Liza ramada par Pb.
zones selon leur degré de contamination (Figure 59C) :
146
• Une zone formée par les individus des branchies (OB, NB, RB et AM) dont lesquels
ils se caractérisent par une pollution importante en Pb.
caractérisent par une pollution moyenne en Cu, Cd, Fe, Zn et Cr.
• Une zone formée par les individus des muscles (OM, NM, RM et AM) dont lesquels
ils se caractérisent par une pollution faible en ETM.
La pollution métallique chez Liza ramada représentée suivant le plan F1XF2, de
l’ACP montre que (Figure 59D).
• En premier lieu, le Pb montre une surprenante contamination généralisée avec un
maximum dans les branchies durant le mois de mars 2007.
un maximum dans les branchies durant le mois de mars et mai 2007.
• En troisième lieu, le Cr reste le principal contaminant métallique et montre une large
distribution dans le foie avec une contamination maximale durant le mois de janvier
2007. Ce métal a tendance à se concentrer facilement dans les branchies de ce poisson.
IV.3.4.8. ANOVA des ETM chez Liza ramada
Pb et Cd chez LR a révélé à travers le test Pearson une différence significative (à P<0,001)
entres les saisons pour le Fe, Zn, Cu et Pb et significative (à P<0,05) dans les branchies pour
le Zn et Pb, dans le foie pour le Fe et Cr et dans les muscles pour le Cu Cd (Tableau IV.29).
Tableau VI.29 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Liza ramada.
Organes
SP
Saisons
Branchies
Foie
Muscles
F
P>F
F
P>F
F
P>F
F
P>F
Fe
20,459 0,154 324,278 0,039* 19,991 0,156
188,236
< 0,0001***
Zn 3443,757 0,012*
2,633
0,400
62,472 0,089
27,445
0,000***
Cu 29,240 0,130
39,865
0,111 1161,342 0,021*
65,786
< 0,0001***
Cr
41,972 0,109 12026,123 0,006** 36,062 0,117
10,672
0,004**
Pb 360,770 0,037*
0,568
0,684
25,629 0,138
214,054
< 0,0001***
Cd 17,229 0,168
93,301
0,073 265,124 0,043*
15,687
0,001**
147
IV.3.5. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez Barbus
callensis
Les résultats de l’analyse des ETM dans les organes sont représentés dans le Tableau
IV.30 et la Figure 60.
Tableau IV.30 : Teneurs moyennes en métaux (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés µg/g du
poids frais dans les différents organes chez Barbus callensis issus de l’estuaire du bas
Loukkos.
Barbus callensis
Branchies
Foie
Muscles
44,26±24,00
32,47±14,57
22,43±9,54
Fe
(23,73−77,44)
(16,66−51,98)
(12,44−35,41)
88,98±16,38
56,25±24,69
25,16±12,51
Zn
(72,40−110,81)
(24,76−84,93)
(10,43−39,40)
15,92±4,15
33,25±4,95
22,51±2,00
Cu
(10,78−20,11)
(28,24−39,35)
(20,30−24,81)
0,15±0,03
0,45±0,28
0,09±0,06
Cr
(0,11−0,19)
(0,22−0,81)
(0,03−0,18)
0,78±0,08
0,65±0,10
0,06±0,03
Pb
(0,71−0,90)
(0,57−0,81)
(0,02−0,09)
0,46±0,47
0,15±0,02
0,02±0,01
Cd
(0,02−0,90)
(0,12−0,19)
(0,01−0,03)
Le Tableau IV.30 et la figure 60 représentent les poids secs des teneurs métalliques
des organes de Barbus callensis. Généralement les teneurs métalliques des branchies sont
supérieurs à celles enregistrées au niveau des autres organes.
120
Fe
Zn
Cu
100
Cr
1,0
Pb
Cd
0,8
80
0,6
60
0,4
40
20
0,2
0
0,0
Branchies
Foie
Muscle
Branchies
Foie
Muscle
Figure 60 : Teneurs métalliques moyennes en (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) dans les différents
organes de Barbus callensis exprimées en µg/g du poids frais (n= 40).
Les teneurs moyennes en Fe relevées dans les différents organes du Barbus callensis
sont de l'ordre de 44,26 µg/g obtenue dans les branchies. Alors que la teneur la plus faible est
de l'ordre de 22,43 µg/g obtenue dans les muscles. Entre ces deux teneurs il y a une teneur
moyenne de l'ordre de 32,47 µg/g qui est obtenue dans le foie.
148
Le profil longitudinal des différents organes chez les Barbus callensis montre que les
teneurs du Fe les plus élevées sont obtenues dans les branchies.
différents organes de poissons Barbus callensis:
La teneur en Fe dans les branchies est supérieure à celle dans le foie et deux fois
supérieures à celle dans les muscles.
Les teneurs moyennes en Zn relevées dans les différents organes du Barbus callensis
organes du Barbus callensis:
Le Zn dans les branchies est supérieur à celui dans le foie et trois fois supérieures à
Les teneurs moyennes en Cu relevées dans les différents organes du Barbus callensis
D'après ces teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation pour le Cu dans les
différents organes de Barbus callensis :
Le Cu dans le foie est supérieur que celui dans les muscles et deux fois supérieures
que celui dans les branchies.
Les teneurs moyennes en Cr relevées dans les différents organes du Barbus callensis
O.A: Foie > Branchies > Muscles.
Le Cr dans le foie est quatre fois supérieur à celui dans les muscles et branchies.
149
Les teneurs moyennes en Pb relevées dans les différents organes du Barbus callensis
D'après les teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Pb dans les
différents organes du Barbus callensis:
Le Pb dans les branchies et foie est supérieur à celui dans les muscles.
Les teneurs moyennes en Cd relevées dans les différents organes du Barbus callensis
D'après ces teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Cd dans les différents
Le Cd dans les branchies est quatre fois supérieur à celui dans le foie et très
supérieures à celui dans le muscle.
On peut établir les ordres d'accumulation des organes de l’espèce Barbus callensis
pour chaque métal et on obtient le résultat dans le Tableau IV.31.
Tableau IV.31 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Barbus callensis pour les
ETM.
Zn, Pb, Cd et Fe
Cr
Cu
un ordre d'accumulation (Tableau IV.32) et un organotropisme (Figure 61).
Tableau IV.32 : Ordre d'accumulation des métaux étudiés dans des différents organes chez les
Barbus callensis.
Organes
ETM
Branchies
Zn > Fe > Cu > Pb > Cd > Cr
Foie
Zn > Cu > Fe > Pb > Cr > Cd
Muscle
Zn > Cu > Fe > Cr > Pb > Cd
150
Fe
90
80
70
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
60
50
40
30
20
10
0
B
F
M
Figure 61 : Organotropisme des métaux étudiés exprimés en µg/g du poids frais dans les
différents organes chez Barbus callensis.
L’organotropisme est dominé par le Zn chez les trois organes par contre les teneurs
des autres éléments sont variées (figure 61).
IV.3.5.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Barbus
callensis
organes : B, F, M X 4 campagnes : O, N, R, A) au cours desquels les 6 variables (Fe, Zn, Cu,
Cr, Pb et Cd) ont été mesurés (Annexe tab. 27).
Tableau IV.33 : Répartition de l’inertie entre les deux axes chez Barbus callensis.
F1
F2
Valeur propre
3,03
1,84
Variabilité (%)
50,55*
30,68*
% cumulé
50,55
81,24*
151
1
Valeur propre (%)
Gradient de contamination en Cu et Cr
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
Cu Cr
Pb
0
F1
Fe
Zn
Cd
-1
-1
0
1
Gradient de contamination en Zn, Pb, Fe et Cd
F2=30,68
F2
F1=50,55
6
4
C
AF
D
AF
4
F2
3,5
F2
B
A
3
Cu Cr
RF
F
2
OF
0
OM AM
RM NM
M
-2
RF
2
OB
NF
Pb
Fe
Zn
NB Cd
B
F1
1
OF
AB
RB
NF
RM
0
F1
AM
OM NM
-1
-4
NB
AB
OB
RB
-2
-6
-10
-8
-6
-4
-2
0
2
4
6
8
10
12
-5
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
Barbus callensis. -A : Répartition de l’inertie entre les deux axes. -B : Cycle de corrélation. C : Carte factorielle des organes. -D : Carte factorielle des saisons.
présence :
D’un premier ensemble de variables, constitué de descripteurs bien corrélés entre eaux, il
s’agit du :
152
• {Zn/Pb (r=0,77), Zn/Cd (r= 0,69) et Zn/Fe (r= 0,71)} (corrélation moyennement
significative).
• Cu/Cr (r= 0,76) (corrélations moyennement significative).
• Pb/Cd (r= 0,59) et Pb/Fe (r= 0,69) (corrélations faiblement significative).
• Cd/Fe (r= 0,54) (corrélations faiblement significative).
Tableau IV.34 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables chez Barbus callensis.
Variables
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
Fe
Zn
1
Cu
−0,217
1
Cr
0,103
0,766*
1
Pb
0,778*
0,038
0,431
1
Cd
0,695*
−0,140
−0,032
0,592*
1
Fe
0,719*
0,049
0,279
0,569*
0,546*
1
F1) contribue avec 50,55 % d’inertie, décrit partiellement la contamination des Barbus
callensis avec Zn (0,91), Pb (0,88), Cd (0,78) et Fe (0,82) (Tableau IV.35).
Avec une inertie de 30,68 % la deuxième composante (axe F2). Décrit
l’enrichissement des Barbus callensis en Cu (0,93) et Cr (0,90).
IV.35.
Tableau IV.35 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Barbus
callensis.
Variables Code campagnes
Code
Organes
Code
F1
F2
Fer
Fe
nov-06
O
Branchies
B
0,91*
−0,23
Zinc
Zn
janv-07
N
Foie
F
0,01
0,93*
Cuivre
Cu
mars-07
R
Muscles
M
0,33
0,90*
Chrome
Cr
mai-07
A
0,88*
0,10
Plomb
Pb
0,78*
−0,28
Cadmium Cd
0,82*
0,03
contamination des Barbus callensis en Zn, Pb, Fe et Cd.
Du bas vers le haut, l’axe F2, traduit donc un gradient croissant de contamination des
Barbus callensis par Cu et Cr.
La structure typologique dégagée par le plan F1XF2 (Figure 62C) montre
l’individualisation de trois zones selon leur degré de contamination :
• Une zone formée par les individus des branchies (OB, NB, RB et AB) dont lesquels ils
se caractérisent par une pollution importante en Cd et Zn.
caractérisent par une pollution faible en Cr et Cu.
153
• Une zone formée par les individus de muscles (OM, NM, RM et AM) dont lesquels ils
se caractérisent par une pollution moyenne en ETM.
La pollution métallique des Barbus callensis représentée suivant le plan F1XF2, de
l’ACP montre que (figure 62D):
distribution dans le foie avec une contamination maximale durant le mai 2007. Ce
métal a tendance à se concentrer facilement dans les branchies de ce poisson. Sa
présence témoigne de la présence de rejets de l’usine d’emballage et de sucrerie. Sans
oublier les apports en Cr, charriés et transportée par les eaux de Loukkos en
provenance du bassin tout entier.
• En deuxième lieu, le Pb montre une surprenante contamination généralisée avec un
maximum dans les muscles durant le novembre 2006 et mai 2007. Sa présence
témoigne de son usage très fréquent par les unités industrielles avoisinantes et aussi
comme produit de combustion dégagée par les automobiles.
• En troisième lieu, le Cd qui montre une certaine contamination non négligeable avec
un maximum dans les branchies durant le mois mars 2007. Sa présence pourrait être
attribuée aux rejets des industries avoisinantes.
IV.3.5.8. ANOVA ETM chez Barbus callensis
Pb et Cd chez BC a révélé à travers le test Pearson une différence significative (à P<0,001)
entres les saisons pour le Zn, Cu et Cr et significative (à P<0,05) dans les branchies pour le
Cr, Pb et dans le foie pour le Fe (Tableau IV.36).
Tableau IV.36 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Barbus callensis.
Organes
SP
Saisons
Branchies
Foie
Muscles
F
P>F
F
P>F
F
P>F
F
P>F
Fe
0,957
0,586 236,995 0,046* 24,063 0,143
9,874
0,005**
Zn 39,867 0,111
3,747
0,343 3,614 0,349
37,624
< 0,0001***
Cu 21,774 0,150
9,400
0,225 8,060 0,242
32,192
< 0,0001***
Cr 672,116 0,027* 15,983 0,174 51,413 0,098
57,622
< 0,0001***
Pb 562,405 0,030* 0,775
0,626 68,139 0,085
16,966
0,001**
Cd
1,695
0,477
1,729
0,474 1,299 0,527
10,471
0,004**
154
IV.4. Variation interspécifique des teneurs métalliques chez les espèces
étudiées
La comparaison des teneurs enregistrées dans les trois organes chez les espèces de
poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC) montre que quelque soit l'organe étudié, les teneurs
en oligo-éléments Fe, Zn et Cu sont plus élevées par rapport à celles des éléments toxiques
(Cr, Pb et Cd). Ceci est typiquement lié à leur toxicité.
Ainsi, on obtient généralement les résultats dans le Tableau IV.37 chez les cinq
espèces de poissons.
Tableau IV.37 : Ordre d'accumulation des différentes espèces étudiées (PA, SP, DV, LR et
BC).
Ordre d'accumulation des ETM
Branchies
Fe > Zn > Cu > Pb > Cd > Cr
Pagellus acarne
Fe
> Zn > Cu > Cr > Pb > Cd
Sardina pilchardus
Diplodus vulgaris
Liza ramada
Zn > Fe > Cu > Pb > Cd > Cr
Barbus callensis
Foie
Pagellus acarne / Liza ramada
Sardina pilchardus
Diplodus vulgaris
Zn > Cu > Fe > Pb > Cr > Cd
Barbus callensis
Muscles
Pagellus acarne / Sardina pilchardus
Diplodus vulgaris
Liza ramada
Zn > Cu > Fe > Cr > Pb > Cd
Barbus callensis
La seule variation entre ces trois ordres d'accumulation est liée à la teneur élevée en
Cu dans le foie surtout chez le Barbus callensis et Fe et Zn dans les trois organes.
Cependant, des différences peuvent exister entre espèces pour un métal et un organe
donné. Cette variabilité peut se traduire par les ordres d’accumulation suivante (Tableau
IV.38).
155
Muscles
Foie
Branchies
Tableau IV.38 : Ordre d'accumulation des différents ETM étudiés dans les différentes espèces
de poissons (PA, SP, DV, LR et BC).
Métaux
Espèces
Zn
BC >PA > DV > SP > LR
Cu
PA > DV > SP > BC > LR
Cr
SP > LR > DV > BC > PA
Pb
BC > SP > PA > LR > DV
Cd
BC > SP > PA > DV > LR
Fe
DV > SP > PA > BC > LR
Zn
DV > BC > PA > SP > LR
Cu
DV > PA > BC > SP > LR
Cr
PA > DV > LR > BC > SP
Pb
DV > BC > PA > LR > SP
Cd
BC > LR > SP > PA > DV
Fe
PA > SP > LR > DV > BC
Zn
SP > DV > BC > PA > LR
Cu
DV > BC > SP > PA > LR
Cr
DV > LR > SP > BC > PA
Pb
DV > SP > LR > BC > PA
Cd
SP > LR > BC > PA > DV
Fe
SP > LR > PA > DV > BC
IV.4.1. Variation spatiale des ETM dans les branchies
Les résultats de l’analyse des ETM dans les branchies chez les différentes espèces
étudiées sont présentés dans le Tableau IV.39 et la Figure 63.
Tableau IV.39 : Teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g
du poids frais dans les branchies chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR
et BC).
Branchies
PA
SP
DV
LR
BC
Fe
79,958
85,543
89,020
29,353
44,263
Zn
68,440
51,675
60,575
39,488
88,988
Cu
43,778
15,998
34,060
12,263
15,923
Cr
0,050
0,820
0,300
0,348
0,155
Pb
0,590
0,635
0,250
0,365
0,783
Cd
0,080
0,083
0,056
0,053
0,464
156
PA
SP
DV
LR
BC
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
Figure 63 : Organotropisme des teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd)
exprimées en µg/g du poids frais dans les branchies chez les cinq espèces de poissons
étudiées (PA, SP, DV, LR et BC).
IV.4.2. Variation spatiale des ETM dans le foie
Les résultats de l’analyse des ETM dans le foie chez les différentes espèces étudiées
sont présentés dans le Tableau IV.40 et la Figure 64.
du poids frais dans le foie chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC).
Foie
PA
SP
DV
LR
BC
Fe
76,668
72,050
34,715
48,343
32,478
Zn
48,045
41,917
72,275
36,070
56,255
Cu
33,715
22,512
34,138
24,813
33,255
Cr
0,910
0,352
0,805
0,688
0,453
Pb
0,423
0,443
1,065
0,260
0,658
Cd
0,023
0,074
0,014
0,051
0,150
PA
SP
DV
LR
BC
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
poids frais dans le foie chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC).
157
IV.4.3. Variation spatiale des ETM dans les muscles
Les résultats de l’analyse des ETM dans les muscles chez les différentes espèces
étudiés sont présentés dans le Tableau IV. 41 et la Figure 65.
du poids frais dans les muscles chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et
BC).
Muscles
PA
SP
DV
LR
BC
Fe
33,858
62,188
30,768
35,448
22,435
Zn
24,108
37,270
34,675
23,273
25,160
Cu
17,583
19,175
29,493
10,403
22,515
Cr
0,035
0,103
0,395
0,148
0,095
Pb
0,043
0,555
0,645
0,135
0,068
Cd
0,012
0,085
0,010
0,027
0,022
PA
SP
DV
LR
BC
70
60
50
40
30
20
10
0
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
Figure 65 : Organotropisme des teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd)
exprimées en µg/g du poids frais dans les muscles chez les cinq espèces de poissons étudiées
(PA, SP, DV, LR et BC).
A partir des résultats de ces trois organotropismes (figures 63, 64, 65). On constate
que des différences existent entre les ETM pour toutes les espèces dans les différents organes
(B, F et M). Cette variabilité peut se traduire que les oligo-éléments métalliques (Fe, Zn et
Cu) ont des teneurs supérieures que celles trouvées dans les ETM (Cr, Pb et Cd).
IV.4.4. Variation spatiale des ETM dans tous les organes des poissons étudiés
Des différences peuvent exister entre espèces pour un métal et pour tous les organes.
Cette variabilité peut se traduire par les ordres d’accumulation (Tableau IV.42 et Figure 66) :
158
du poids frais dans tous les organes (B, F et M) chez les cinq espèces de poissons étudiées
(PA, SP, DV, LR et BC).
Tous les organes
PA
SP
DV
LR
BC
Fe
63,494
72,050
51,501
37,714
33,058
Zn
46,864
41,917
55,842
32,943
56,801
Cu
31,692
22,512
32,563
15,826
23,898
Cr
0,332
0,352
0,500
0,394
0,234
Pb
0,352
0,443
0,653
0,253
0,503
Cd
0,038
0,074
0,026
0,044
0,212
PA
80
SP
DV
LR
BC
70
60
50
40
30
20
10
0
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
Figure 66 : Teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du
poids frais dans tous les organes (B, F et M) chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA,
SP, DV, LR et BC).
Tous les
organes
Tableau IV.43 : Ordre d'accumulation des ETM dans les différents organes des poissons
étudiés.
Métaux
Espèces
Zn
BC > DV > PA > SP > LR
Cu
DV > PA > BC > SP > LR
Cr
DV > LR > SP > PA > BC
Pb
DV > BC > SP > PA > LR
Cd
BC > SP > LR > PA > DV
Fe
SP > PA > DV > LR > BC
La figure 66 présente les teneurs des différents organes chez les cinq espèces de poissons
étudiés.
Tous les éléments métalliques Zn, Cr, Cd et Fe montrent une variabilité entre les cinq
espèces de poissons étudiés. Par exemple chez Sardina pilchardus présentent les teneurs plus
importantes en Cr dans les branchies alors que chez Pagellus acarne les teneurs sont plus
159
importantes dans le foie et chez Diplodus vulgaris les teneurs sont plus importantes dans les
muscles.
Le Cu et le Pb montrent un ordre d’accumulation pour les cinq espèces de poissons
avec des teneurs plus élevées obtenues chez Diplodus vulgaris dans les deux organes foie et
muscles. Alors que chez Pagellus acarne et Barbus callensis présentent les teneurs les plus
élevées en Cu et Pb respectivement dans les branchies.
Les teneurs métalliques chez les cinq espèces de poissons pour un organe et un métal
donné en général sont comparables, à l'exception du Pb (1,07 µg/g) dans le foie de Diplodus
vulgaris qui représente environ du double que celui enregistrées chez les autres espèces. En
effet cette variabilité de la réponse chez ces cinq espèces de poissons pour cette contamination
métallique pourrait être liée à plusieurs facteurs, tels que les régimes alimentaires, le type de
rejet (diffus ou localisé), la forme physico-chimique de l'élément, les conditions physicochimiques de l'eau…etc.
Néanmoins, le mode de vie de différentes espèces de poissons peut être à l'origine de
différence dans la bioaccumulation. Diplodus vulgaris est une espèce démersale littoral, de
fonds rocheux ou sableux jusqu’à 200 m de profondeur, les jeunes vivent sur les fonds
d’herbiers.
IV.5. Facteur d’enrichissement des ETM dans les différents organes chez
les espèces étudiées
Les facteurs d’enrichissement ont été calculés pour chaque métal dans les espèces de
notre étude (PA, SP, DV, LR et BC), comme le rapport de la concentration du métal dans les
branchies par rapport à celles dans le muscle et celle dans le foie par rapport à celle dans le
muscle. Les résultats sont représentés dans le Tableau IV.45 et la figure 67 et 68.
IV.5.1. Facteur d’enrichissement (Branchies/Muscles)
Tableau IV.44 : Facteur d’enrichissement (concentration du métal dans les
branchies/concentration du métal dans les muscles) dans l’estuaire et la côte atlantique
marocaine étudiés.
B/M
PA
SP
DV
LR
BC
Fe
2,361
1,375
2,893
0,828
1,972
Zn
2,838
1,386
1,746
1,696
3,536
Cu
2,48
0,834
1,154
1,178
0,707
Cr
1,428
7,961
0,759
2,351
1,631
Pb
13,720
1,144
0,378
2,703
11,514
Cd
6,666
0,976
5,6
1,962
21,090
FE
Sauf Cr
Cr
Fe, Cd
Cr, Pb
Zn, Pb, Cd
160
Facteus d'enrichissement (B/M)
25
20
15
10
5
0
PA
Fe
Zn
SP
Cu
Cr
Pb
DV
Cd Paramètres
LR
BC
Figure 67 : Facteur d’enrichissement (concentration du métal dans les branchies/concentration
du métal dans les muscles) chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et
BC).
En ce qui concerne le muscle, on note d'abord que les concentrations trouvées dans
cet organe ont été considérablement inférieurs à celles trouvées dans les branchies, comme le
montre le Tableau IV.44 et la figure 67, qui montrent les facteurs d'enrichissement des métaux
étudiés dans les branchies. L'accumulation des métaux dans les branchies peut être due à la
plus grande tendance de la réaction de ces éléments avec les carboxylates de l'oxygène, les
groupes des amines, la teneur de l’azote et/ou du soufre, dont la concentration est la plus
élevée dans les branchies (Al-Yousuf et al., 2000). Les plus grands facteurs d'enrichissement
ont été obtenus pour le Fe, Zn, Cu, Pb et Cd chez PA, Cr chez SP, Fe et Cd chez DV, Cr et Pb
chez LR, Zn, Pb et Cd chez BC et ont été de plus de 2. Ces résultats sont en accord avec ceux
rapportés dans de nombreuses études (Allen-Gil et al., 1997; Mormede et Davies, 2001;
Moissenko et Kudryavtseva, 2001). Le rôle physiologique du foie qui est l’organe de
l'abondance de l'approvisionnement du sang explique l'accumulation de Fe (Blasco et al.,
1998). L'accumulation de Cu peut être expliqué par sa relation à faible au poids moléculaire
des protéines (métallothionéine), qui sont concentrés dans les tissus hépatiques (HamzaChaffai et al., 1996 ; Ayas et Kolankaya, 1996). Des enrichissements avec Zn, Cr, Pb et Cd a
aussi été trouvé dans les branchies, avec des facteurs de plus de 4. Les facteurs les plus faibles
ont été obtenus le Cr chez PA, Fe, Cu, Pb et Cd chez SP, Zn, Cu, Cr, Pb chez DV, Fe, Zn, Cu
et Cd chez LR et Fe, Cu et Cr chez BC. En effet, le Cr et tant que les concentrations par
opposition aux autres éléments a été plus élevé dans les muscles que dans le foie. Pour la
plupart des métaux analysés, des facteurs d’enrichissement maximaux ont été découverts dans
la côte atlantique méditerranéenne (les plus pollués), à partir duquel on peut déduire que la
pollution de l'environnement affecte le foie, plus de muscle.
161
IV.5.2. Facteur d’enrichissement (Foie/Muscles)
Tableau IV.45 : Facteur d’enrichissement (concentration du métal dans le foie/concentration
du métal dans les muscles) dans l’estuaire et la côte atlantique marocaine étudiés.
F/M
PA
SP
DV
LR
BC
Fe
2,264
1,158
1,128
1,363
1,447
Zn
1,993
1,124
1,084
1,549
2,235
Cu
1,917
1,174
1,157
2,385
1,477
Cr
26
3,417
2,037
4,648
4,768
Pb
9,837
0,798
1,651
1,925
9,676
Cd
1,916
0,870
1,4
1,888
6,818
FE
Fe, Cr, Pb
Cr
Cr
Cu, Cr
Zn, Cr, Pb, Cd
Facteurs d'enrichissement (F/M)
30
25
20
15
10
5
0
PA
Fe
Zn
SP
Cu
Cr
DV
Pb
LR
Cd Paramètres
BC
Figure 68 : Facteur d’enrichissement (concentration du métal dans le foie/concentration du
métal dans les muscles) chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC).
En ce qui concerne le muscle, on note d'abord que les concentrations de métaux dans
cet organe de poisson ont été considérablement inférieures à celles trouvées dans le foie,
comme le montre le Tableau IV.45 et la figure 68, qui montre les facteurs d'enrichissement
des métaux étudiés dans le foie. L'accumulation des métaux dans le foie peut être due à la plus
grande tendance des éléments de réagir avec les carboxylates de l'oxygène, groupe des
amines, l'azote et/ou de teneur en soufre, dont la concentration est la plus élevée dans le foie
(Al-Yousuf et al., 2000). Les plus grands facteurs d'enrichissement ont été obtenus pour le Fe,
Cr et Pb chez PA, le Cr chez SP et DV, Cu et Cr chez LR et Zn, Cr, Pb, et Cd chez BC et ont
été de plus de 2. Ces résultats sont en accord avec ceux rapportés dans de nombreuses études
(Allen-Gil et al., 1997 ; Mormede et Davies, 2001 ; Moissenko et Kudryavtseva, 2001). Des
enrichissements avec Cr, Pb et Cd ont été trouvés dans le foie, avec des facteurs de plus de 4.
Les facteurs les plus faibles ont été obtenus pour le Zn, Cu et Cd chez PA, le Fe, Zn et Cu,
162
touts les métaux étudiés sauf le Cr chez SP et DV, Fe, Zn, Pb et Cd chez LR et Fe et Cu chez
BC (plus au moins 1). En effet, le Cr et tant que les concentrations par opposition aux autres
éléments a été plus élevé dans les muscles que dans le foie. Pour la plupart des métaux
analysés, des facteurs d’enrichissement maximaux ont été découverts dans la côte atlantique
méditerranéenne (les plus polluées), à partir duquel on peut déduire que la pollution de
l'environnement affecte le foie, plus de muscle.
IV.6. Métaux lourds dans les tissus des civelles
La bio-évaluation des habitats benthiques a révélé que l’estuaire du bas Loukkos de
Larache peut être considérée comme moyennement perturbé surtout dans sa partie aval et en
plus le port de Larache correspond à un état de dégradation très avancée alors que le barrage
estuarien (la partie amont) est un ouvrage hydraulique déconnectant les parties marine et
dulçaquicole du fleuve. Il constitue un obstacle majeur pour la colonisation des civelles, non
seulement par son effet direct d’obstacle physique, mais aussi parce qu’il modifie
l’hydrodynamisme de l’estuaire (Lafaille et al., 2006).
A l’échelle de la zone estuarienne, les rejets urbains et/ou industriels qui débouchent
dans différents endroits de l’estuaire entraîneraient des modifications du fonctionnement
hydrologiques et de la qualité de l’eau et du sédiment qui aboutissent à des pertes de la
biodiversité ainsi que des pertes et/ou des modifications des habitats benthiques du site
(Bazairi et al., 2005).
Pour confirmer ces suggestions, nous envisageons ici l’étude de la contamination de ce
poisson qui est parmi le meilleur intégrateur de la micropollution en eau douce. L’anguille a
depuis toujours fait l’objet de nombreux travaux scientifiques de fait qu’elle constitue un
exemple original de poisson migrateur thalassotoque à long cycle de vie et à migration
génésique de grande amplitude (Pierron et al., 2007).
De nos jours, les efforts des chercheurs continuent pour percer le mystère de sa
reproduction. Par ailleurs, ce poisson constitue un très bon modèle de laboratoire; il a été
utilisé dans plusieurs études de génétique (Maes, 2005) d’immunologie (Anderson, 1993), de
parasitologie (Sure et Sidall, 1999) et d’écotoxicologie (Lemaire-Gony, 1990; Zimmermann
et al., 2004).
Outre son intérêt scientifique, l’anguille présente un intérêt économique indéniable
notamment chez des pays européens et ceux de l’Asie du Sud-Est; au Maroc, par contre dans
la partie la plus méridionale de son aire de distribution naturelle, l'anguille est l'une des
espèces les plus surexploitées dans les eaux marines et continentales aussi bien au niveau du
littoral atlantique que méditerranéen. Les statistiques de pêche (1950–2008), montrent un
163
déclin plus important et généralisé des captures d’anguilles à tous les stades de son
développement. Les causes en sont multiples : la surexploitation, les aménagements
hydrauliques qui dégradent ou même détruisent l’habitat de l’Anguille et en particulier sa
zone de croissance, les pollutions sont multiples (agricole, industrielle et domestique)
(Yahyaoui, 1991, El Morhit et al., sous presse).
Le nom d’Anguilla dérive du latin « anguis » qui signifie serpent. Le genre Anguilla
comprend 19 espèces réparties à travers le monde. La diagnose des différentes espèces
d’Anguille repose sur des caractères morphologiques et anatomiques.
IV.6.1. Variation des teneurs métalliques dans les tissus des civelles
Les résultats de l’analyse des ETM dans les tissus des civelles sont représentés dans le
Tableau IV.46 et Figure 69.
Tableau IV.46 : Teneurs en métaux (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids sec
dans l’espèce AA (moyennes, écart-types, valeurs limites).
AA
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
86,95±33,23
40,4±0,99
1,45±0,21
2,57±0,02
0,03±0,01
0,38±0,05
S1
(63,6−111)
(39,7−41,1)
(1,3−1,6)
(2,56−2,59) (0,02−0,03) (0,35−0,42)
54,25±0,21
36,6±1,84
1,95±1,34
3,01±0,76
0,02±0,001
0,43±0,03
S2
(54,1−54,4)
(35,3−37,9)
(1−1,9)
(2,48−3,55) (0,03−0,03) (0,41−0,45)
79,75±59,61 47,75±7,28
1,05±0,35
2,78±0,54
0,03±0,01
0,44±0,02
S3
(50,23−113,6) (42,6−52,9)
(0,8−1,3)
(2,4−3,17)
(0,02−0,3) (0,43−0,46)
67,9±2.69
37,9±6,36
4,2±3,68
2,9±0,41
0,02±0,01
0,47±0,11
S4
(66−69,8)
(33,4−42,4)
(1,6−6,8)
(2,61−3,19) (0,02−0,03) (0,37−0,52)
80,35±23,97
39,6±0,71
0,45±0,42
2,66±0.30
0,03±0,01
0,45±0,03
S5
(63,4−97,3)
(39,1−40,1) (0,16−0,75) (2,45−2,87) (0,03−0,04) (0,43−0,48)
164
Fe
Zn
100
60
80
50
40
60
30
40
20
20
10
0
0
S1
S2
S3
S4
S5
S1
S2
Cu
S3
S4
S5
S4
S5
S4
S5
Cr
3,1
3
2,9
2,8
2,7
2,6
2,5
2,4
2,3
5
4
3
2
1
0
S1
S2
S3
S4
S1
S5
S2
Pb
S3
Cd
0,032
0,031
0,03
0,029
0,028
0,027
0,026
0,025
0,024
0,023
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0
S1
S2
S3
S4
S5
S1
S2
S3
Figure : 69 : Teneurs métalliques moyennes en Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd dans l’espèce AA
exprimées en µg/g du poids sec (n=225).
D’après le Tableau IV.46 et la figure 69, les résultats exposés ici nous ont permis en
premier lieu de présenter une estimation des concentration moyennes en Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et
Cd dans cette espèce.
165
Les teneurs en Fe relevées dans les civelles prélevées de l’estuaire peuvent atteindre
une valeur de l'ordre de 86,95 µg/g obtenue dans la station 1, alors que la teneur la plus faible
est de l'ordre de 45,25 µg/g obtenue dans la station 2.
Le profil longitudinal des civelles montre que les teneurs du Fe les plus élevées sont
obtenues dans la station 1 où regroupent les collecteurs principaux des eaux de vidange des
rizières et les eaux usées de la ville de Larache.
La teneur en Fe dans la station 1 est deux fois supérieure que celle dans la station 3.
Ceci est dû à des rejets des rizières, agricole moderne (utilisation de fertilisants), la chasse
(gibier d’eau).
Les teneurs en Zn relevées dans les civelles montrent que la teneur la plus élevée est
de l'ordre de 47,75 µg/g obtenue dans la station 1. Alors que la teneur la plus faible est de
l'ordre de 36,60 µg/g obtenue dans la station 2. Ceci est dû aux traitements de surface, les
eaux de ruissellement, les effluents domestiques, biocides.
Les teneurs en Cu relevées dans les civelles montrent que la teneur la plus élevée est
l'ordre de 0,45 µg/g obtenue dans la station 5.
Le Cu dans la station 4 qui se trouve à proximité des rejets urbains de la ville de
Larache est quatre fois supérieur que celui dans la station 5.
Les teneurs en Cr relevées dans les civelles montrent que la teneur la plus élevée est de
l'ordre de 3,01 µg/g obtenue dans la station 2. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre
de 2,57 µg/g obtenue dans la station 1.
Le Cr dans la station 2 est supérieur que celui des autres stations. Ceci est lié aux
pigments et peintures, engrais…
Les teneurs en Pb relevées dans les civelles montrent que la teneur la plus élevée est
Le Pb dans la station 5 est supérieur que celui dans la station 2. Ceci est lié aux fumées
des fonderies, des incinérateurs, des gazes d’échappement des véhicules.
166
Les teneurs en Cd relevées dans les civelles montrent que la teneur la plus élevée est
Le Cd dans la station 4 est supérieur que celui dans la station 1. Ceci dû à la proximité
des rejets urbains de la ville de Larache, peut être à l’origine des agglomérations industrielles,
rurales et urbaines, l’importance de rejets des usines de congélation, de conserverie et de
farine de poisson.
Ainsi on peut établir les ordres d'enrichissement des stations suivants pour chaque
métal et on obtient le résultat dans le Tableau IV.47.
Tableau IV.47 : Ordre d'enrichissement de stations d’étude pour chaque métal.
Métaux
Fe
S1 > S5 > S3 > S4 > S2
Zn
S3 > S1 > S5 > S4 > S2
Cu
S4 > S2 > S1 > S3 > S5
Cr
S2 > S4 > S3 > S5 > S1
Pb
S5 > S3 > S1 > S4 > S2
Cd
S4 > S5 > S3 > S2 > S1
De même on peut établir pour chaque station un ordre d'accumulation et un
organotropisme d’éléments métalliques qui sont présenté dans le Tableau IV.48 et la figure
70.
Tableau IV.48 : Ordre d'accumulation des différents ETM dans les différentes stations
d’étude.
Stations
S1, S2, S3
Fe > Zn > Cr > Cu > Cd > Pb
S4
Fe > Zn > Cu > Cr > Cd > Pb
S5
Fe > Zn > Cu=Cd > Pb
Fe
µg/g du poids sec
100
90
80
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
70
60
50
40
30
20
10
0
S1
S2
S3
S4
S5
Stations
Figure 70 : Organotropisme de métaux étudiés dans l’espèce AA.
167
D’après la figure 70, l’organotropisme est dominé par deux éléments métalliques à
savoir le Fe et le Zn. Les teneurs de ces deux éléments sont très élevées chez cette espèce
étudiée. Par contre les teneurs du Cr, Cu, Pb et Cd sont relativement faibles.
IV.6.1.7. ACP de la contamination métallique chez les civelles
Cette ACP est effectuée sur une matrice des données constituée de 15 prélèvements (5
stations X 3 campagnes) au cours desquels les 6 variables (Fe, Zn, Cu, Cr et Pb) ont été
mesurées.
totale sont représentées dans la Figure 71 A.
Les résultats de la figure 71 A nous permettent une première approche typologique des
différentes variables selon leurs affinités et leurs regroupements sur les deux premières
composantes principales à partir de leur contribution. Les deux premiers axes déterminent
69,754 % de l’information totale (39,307 % pour l’axe 1 et 30,447 % pour l’axe 2). Les
valeurs propres de l’ACP, les cartes factorielles et le cercle de la corrélation sont représentés
dans la figure 71.
168
Valeur propre (%)
2,0
1,5
1,0
0,5
F2
1
B
Zn
Cu
F1
0
Fe
Cd
Cr
Pb
-1
0,0
-1
F2=30,44
3
3
D
JG
C
JD
RG
2
0
1
Graddient de conamination en Fe, Cu, Cr et Cd
F2
F1=39,30
F2
2,5
Gradient de contamination en Zn et Pb
A
JG
RG
2
JD
GI
RD
1
RE
ME
JA
RA
MA
0
MB
RB
-1
MG
1
F1
MD
GIII
MA
MB
RA
RB
GII
-2
0
-1
JE
JA
ME
RD
RE
F1
MD
MG
JE
-2
JB
JB
-3
-3
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
Figure 71. Approche graphique de l’ACP des ETM dans les AA. -A : Répartition de l’inertie
entre les axes. -B : Cercles de corrélation des variables. -C et D : Carte factorielle des stations
et des campagnes.
Dans le plan factoriel F1 X F2 :
L’axe 1 est déterminé par le Fe (r=0,89), le Cu (r=0,70), le Cr (r=0,66) opposé au Cd
(r=-0,65). Il définit un gradient de contamination en Fe, Cu, Cr et Cd. L’axe 2 par contre est
représenté par le Zn opposé au Pb (respectivement r=0,88 et r=-0,69) (Figure 71 B). Il définit
un gradient de contamination en Pb. En effet, l’augmentation du Fe permet de maintenir le Cu
et Cr à des valeurs élevées dans les eaux du côté positif de l’axe F1 contrairement à la
contamination du Cd du côté négatif du même axe.
Pour le Zn situé du côté positif de l’axe F2 et contrairement à l’autre élément
métallique (Pb), sa présence dans les civelles est caractérisée par une absence de corrélation
entre ces deux éléments.
169
L’analyse globale permet de définir une typologie dominée par l’individualisation de 3
groupes de stations GI, GII, GII (Figure 71 C). Cette organisation spatiale dégage la position
exacte des stations par rapport à leur situation.
Groupe I (GI) comprenant les stations amont S1 (RD, MD, JD) et S2 (RA, MA, JA)
situées dans une zone à faible contamination en Cr, Pb et Cu mais qui se caractérise par une
forte contamination en Cd. Celui-ci est opposé au groupe III (GIII) représenté par les stations
S4 (RG, MG, JG) et S5 (RE, ME, JE). Il est caractérisé par une charge importante en Zn et
Pb. La présence de ces élément pourrait être liée au trafic routier (autoroute, routes
principales, etc.). Le plomb est utilisé comme anti-détonateur dans l’essence. En effet, les
travaux de Miquel (2003) ont montré qu’une autoroute de taille moyenne (25,000
véhicules/jour) produit une tonne de matières en suspension par km et par an (1 km
d’autoroute = 2 hectares), dont 25 kg d’hydrocarbures, 4 kg de zinc, 1/2 kg de plomb.
Entre les deux se situe le groupe II (GII) représenté par la station 3 à toutes les saisons
(RB, MB, JB), dénotant une contamination moyenne en ces ETM.
Les variations saisonnières semblent ne pas modifier le niveau de contamination par
ces ETM à l’exception du mois de mai où on note une légère diminution de la teneur du Pb au
niveau de la station 5 (ME) et le mois de mars où le niveau de contamination de la station 1
(RD) est faible par rapport aux autres campagnes (Figure 71 D).
IV.6.1.8. ANOVA de la contamination métallique chez les civelles
L’ANOVA à deux facteurs (stations et saisons) effectuée sur la teneur du Fe, Zn, Cu,
Cr, Pb et Cd chez AA (Annexe tab. 28) a révélé à travers le test Pearson une différence
significative (à P<0,01) entres les saisons pour tous les éléments métalliques sauf le Cr et
significative (à P<0,05) dans les stations pour le Pb (Tableau IV.49).
Tableau IV.49 : Résultats de L’ANOVA des ETM étudiés chez AA.
Saisons
F
P>F
F
Fe
14,114
0,003**
4,384
Zn
13,336
0,004**
2,913
Cu
9,584
0,010*
3,359
Cr
1,148
0,371
4,413
Pb
12,613
0,005**
22,864
Cd
18,629
0,002**
3,340
Stations
P>F
0,186
0,256
0,229
0,185
0,042*
0,230
Les valeurs du test statistique (F) et celles de la probabilité sont mentionnées [ns : (p>0,05) ; * : (p<0,05) ; ** : (p<0,01) ; *** : (p<0,001)].
170
IV.7. Comparaison de nos résultats avec ceux de la littérature
La bioaccumulation des métaux dans les différents organes de poissons a fait l’objet
de plusieurs travaux d’études.
Le Tableau IV.50 présente les teneurs en métaux obtenues par certains auteurs chez
quelques espèces, ainsi que celles du présent travail. Les teneurs du Cu, Cr, Pb, Zn, Cd et Fe
seront représentées. Elles sont les plus représentatives de point de vue toxicité.
Tableau IV.50 : Teneurs métalliques dans les branchies, le foie et les muscles chez certaines
espèces de poisson.
Métaux
Espèces Organes
Auteurs
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
Fe
253
7
Salmo
F
114
646
gairdneri
R
307
11
(n=4)
B
60
12
Salmo
Fekhaoui (1983)
F
151
30,5
gairdneri
R
71
28
(n=4)
B
715
7
Salmo
F
349
436
truta
R
B
103
10
Anguilla
F
405
234
australis
R
B
132
10
Noris et al.
Tinca
F
167
234
(1993)
tinca
R
B
141
5
Perca
F
215
129
fluviatilis
R
B
212
56
0,25
Ritulis
F
610
9,6
0,34
ritulus
R
B
150
10,4
0,35
Mersch et al.
Ritulis
F
484
14,5
0,41
(1993)
ritulus
R
B
96
35
0,2
Perca
F
439
93
0,93
fluviatilis
R
B
211,5
17,8
13,3
3,8
Barbus
F
62,7
171
7,9
4
calensis
R
364,8
37
6,9 15,28
B
73,7
13,7 21,17 2,7
Bouachrine
Cyprinus
F
234,3 156,8 12,4
2,7
(1998)
carpio
R
256
36
17,2 6,63
B
139,4
28,9
11
5,14
Liza
F
158,2 201,3
4
4,8
ramada
R
382,5
82,9
16
22,2
B
30
0,606 0,083 0,034 0,302 43,169
Pagellus
171
0,101 0,250
0,003 0,110
0,066 0,126
0,201 0,100
0,002 0,090
0,175 0,211
0,234 0,196
0,010 0,09
0,590 0,080
0,423 0,023
0,043 0,012
0,635 0,083
0,443 0,074
0,555 0,085
0,250 0,056
1,065 0,014
0,645 0,010
0,365 0,053
0,260 0,051
0,135 0,027
0,783 0,464
0,658 0,150
0,068 0,022
0,032 0,450
les différentes
73,699 El Morhit (2005)
5,344
35,294
117,316
13,420
55,724
86,627
3,339
79,958
76,668
33,858
85,543
72,050
62,188
89,020
34,715
30,768
29,353
48,343
35,448
44,263
32,478
22,435
80,350
teneurs métalliques pour un
Présent travail
F
51
3,092 0,118
M
14
0,518 0,022
B
77
0,666 0,056
Sardina
F
34
5,173 0,057
pilchardus
M
6.4
0,408 0,006
B
94
0,761 0,100
Diplodus
F
52
3,314 0,090
vulgaris
M
100
0,378 0,019
B
68,440 43,778 0,050
Pagellus
F
48,045 33,715 0,910
acarne
M
24,108 17,583 0,035
B
51,675 15,998 0,820
Sardina
F
41,917 22,512 0,352
pilchardus
M
37,270 19,175 0,103
B
60,575 34,060 0,300
Diplodus
F
72,275 34,138 0,805
vulgaris
M
34,675 29,493 0,395
B
39,488 12,263 0,348
Liza
F
36,070 24,813 0,688
ramada
M
23,273 10,403 0,148
B
88,988 15,923 0,155
Barbus
F
56,255 33,255 0,453
callensis
M
25,160 22,515 0,095
Civelles C. entier 39,600 0,450 2,660
L'analyse du Tableau IV.50 montre que
acarne
organe donné sont rarement comparables entre elles, pour les raisons suivantes :
•
Le comportement physiologique varie d'une espèce à l'autre et au sein du même
écosystème.
• Au sein de la même espèce de poisson et pour un âge fixe, les besoins physiologiques
varient avec la saison et les variations des paramètres physico-chimiques du milieu (PH,
température, oxygène dissous, salinité).
Néanmoins, les teneurs les plus élevées en métaux sont présentées par le Zn et le Fe dans les
trois organes principalement les branchies. Le foie confirme son rôle bio-accumulateur en Cu.
Pour les autres métaux toxiques tels que : Cr, Pb et Cd on note une grande variabilité entre
organes, mais dans tous les cas, les branchies montrent les valeurs les plus élevées.
IV.8. Normes des teneurs de certains métaux toxiques
Pour évaluer un éventuel impact négatif de la consommation des ces poissons sur la
santé humaine. Les éléments à craindre tels que le Cu, le Pb et le Cd sont présents à des
teneurs non toxiques sauf le Cd qui peut toxique pour les civelles alors que le Pb pour le
Diplodus vulgaris. Plusieurs normes sont proposées dans ce volet et qui sont résumées dans le
Tableau IV.51.
172
Tableau IV.51 : Normes des teneurs de certains métaux toxiques exprimées en µg/g du poids
frais.
Normes
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
Espagne (BOE, 1991)
20
1
Canada
100
100
Hongrie
80
60
Australie
150
60
OMS/FAO/EPA
70
CEE/R n° 466/2001
0,2
0,05
63,494 46,864 31,692 0,332 0,352 0,038
PA
Présente étude
72,050 41,917 22,512 0,352 0,443 0,074
SP
(B, F, M) sauf AA
51,501 55,842 32,563 0,500 0,653 0,026
DV
(corps entier en µg/g
33,058 56,801 23,898 0,234 0,503 0,212
BC
du poids sec)
37,714 32,943 15,826 0,394 0,253 0,044
LR
CE : Pb (1), Cd (0,2)
80,350 39,600 0,450 2,660 0,032 0,450
AA
En fait, les normes changent d’un pays à un autre et celles prises en compte sont
surtout les normes des pays les plus proches. En comparant nos résultats avec ces normes,
nous pourrions déduire que les valeurs enregistrées dans l’estuaire du bas Loukkos restent au
dessous des valeurs critiques de contamination.
La comparaison des teneurs enregistrées dans ces espèces de poisson étudiées montre
que les teneurs en oligo-éléments (Fe, Cu et Zn) sont plus élevées par rapport à celles des
éléments toxiques (Cr, Pb et Cd). Ceci est typiquement lié à leur toxicité.
IV.9. Discussion des résultats de la contamination métallique chez les
espèces étudiées
Nous avons en évidence dans ce chapitre un type particulier de pollution qu’est la
contamination par les métaux lourds dont sont exposés les poissons qui sont constitués un des
maillons de la chaîne alimentaire de la région du Larache.
La seule étude menue par Fekhaoui (2005) pour évaluer le degré de la contamination
métallique au niveau de l’estuaire du bas Loukkos a été réalisée sur l’eau et les sédiments.
L’étude a mis en évidence une contamination métallique généralisée de ce milieu. Une des
conséquences de la mise en solution des éléments métalliques dans l’eau c’est la
biodisponibilité de ces derniers, dans la cible principale sont les poissons qui les accumulent
au niveau de leurs tissus et organes faute de leur dégradation. Alors que les sédiments
contaminés peuvent devenir une réserve dans les fonds aquatiques et servir ainsi de source
secondaire de micropolluants à l’interface sédiment-eau suite à leur relargage dans l’eau toute
les fois que les conditions physicochimiques le permettent et peu constituer une menace pour
le milieu (Forstner, 1987 ; Chapman et al., 1998).
173
IV.9.1. Les branchies
Les branchies sont des organes externes en contact direct avec l'eau et jouent un rôle
primordial dans les phénomènes respiratoires chez les poissons. En cas de pollution, les
processus respiratoires risquent d'être perturbés (Grahn, 1990 ; Schofied et Trajnar, 1980 ;
Fekhaoui, 1983).
Certains auteurs ont montré que le cortège métallique des branchies reflète mieux
l'importance respective des différents métaux présents dans l’environnement. En effet elles
ont été choisies comme tissus convenable pour la surveillance des métaux dans le milieu
(Boudou, 1982 ; Fekhaoui, 1983 ; Chaffai Née Hamza, 1993).
Sure et Sidall (1999) suggèrent que les métaux ionisés sont principalement
bioaccumulés par les branchies des poissons et véhiculés à travers le système circulatoire aux
différents organes. Les branchies sont les principaux organes d’absorption des polluants
toxiques pour les espèces aquatiques (Ahmad et al., 2006), elles ont été choisies dans un
certains nombre de travaux comme outil de surveillance de toute intoxication chez les
poissons (Fekhaoui, 1983), en étant les premiers en contact avec l’eau, lors d’une
contamination, les processus respiratoires des poissons risquent d’être perturbés.
Chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC), le Fe est l'élément
le plus abondant dans les branchies où il peut atteindre des teneurs moyennes de l'ordre de
89,02 ppm chez Diplodus vulgaris, 85,54 ppm chez Sardina pilchardus, 79,95 ppm chez
Pagellus acarne, 44,26 ppm chez Barbus callensis 29,35 ppm chez Liza ramada. Cette même
observation a été retenue par plusieurs auteurs (Viz Girezi et Wiener, 1977; Murphy et al.,
1978 ; Fekhaoui, 1983 ; Noris et Lake, 1984). En effet, en dehors de toute contamination les
branchies contiennent d'avantage le Fe. Ceci est strictement lié à l'existence d'enzymes riches
en Fe, impliquées dans les mécanismes respiratoires (Chaffai Née Hamza, 1993). Ces mêmes
observations peuvent être attribuées pour le Zn.
Pour tous les éléments métalliques, les teneurs enregistrées au niveau des branchies
sont supérieurs à celles obtenues dans le foie et les muscles sauf Liza ramada dont les teneurs
sont plus élevées dans le foie. En effet, les teneurs relevées au niveau des branchies se
manifestent par le contrôle des échanges ioniques à travers l'épithélium branchiale
(osmorégulation), par l'intervention de certains enzymes telle que le Na+/K+ ATPase et par la
sécrétion importante de mucus qui a une grande affinité pour les ions métalliques. Cette
affinité se traduit par la chélation des métaux et leurs indisponibilités et incapacité de
traverser la membrane branchiale, réduisant ainsi la quantité de métaux susceptible de franchir
la barrière branchiale.
174
Par ailleurs, certains auteurs ont suggéré que dans le milieu naturel, la présence
d'importantes teneurs en métaux dans les branchies peut être attribuée à la présence et
l'adsorption des métaux au niveau des branchies (sédimentation) (Rehwold et al., 1972);
plutôt qu'à une activité biologique soulevée par ces métaux (bioaccumulation) (Szefer et al.,
2003). Ces observations soulevées pour le Cr et le Cd révèlent l'importance de la voie de
contamination directe par rapport à la voie trophique comme ce qui a été prouvé pour certains
études (Delache et Ribeyre, 1978 ; Boudou, 1982).
Concernant le Pb, les teneurs enregistrées au niveau des branchies sont inattendues car
ce métal est connu par sa capacité d'accumulation dans les organes osseux tels que les
branchies. Cependant certains travaux ont prouvé le contraire (Patterson et Settle, 1977) car
certains poissons par leur physiologie particulière échappent au modèle connu
d'accumulation.
IV.9.2. Le foie et les muscles
Le foie et les muscles sont les organes les plus primordiaux de point de vue
toxicologique en raison de leur rôle clef dans les phénomènes de métabolisation et
d’accumulation.
En traversant les parois intestinales ou branchiales, les métaux gagnent le courant
sanguin où ils vont se fixer à l'intérieur des hématies, soit sur des protéines, particulièrement
l'hémoglobine. Cependant plusieurs études ont montré que le sang ne représente pas le site
privilégié d'accumulation des métaux (Delache et Ribeyre, 1978 ; Boudou, 1982). Les métaux
ainsi fixés sont transportés par le « flux sanguin ». Le transfert de ces éléments vers les tissus
se fait essentiellement au dépend des érythrocytes. En général la fixation des métaux sur les
molécules d'hémoglobine est labile (instable), expliquant ainsi la rapidité de la contamination
de ces organes (Giblin et Massaro, 1975). Parmi ces organes, on compte particulièrement le
foie et les muscles qui présentent des propriétés accumulatrices des micropolluants (Fekhaoui,
1983 ; Miller et al., 1992 ; Springer et al., 1992 ; Mersch et al., 1993).
La distribution, la localisation et la bioaccumulation des éléments métalliques dans les
tissus ne se révèlent pas d'un mécanisme unique. En effet, la quantité des métaux transférés
dépend à la fois de l'irrigation de l'organe considéré et des capacités de fixation intracellulaire.
L'importance relative de ces deux paramètres détermine les organes cibles de bioaccumulation
métallique (Boudou, 1982).
Cependant, les teneurs enregistrées au niveau de ces organes sont le résultat d'un
équilibre dans la prise dont l'importance est liée aux échanges entre le sang et les organes et
175
l'élimination. L'augmentation des teneurs en métaux est due à une élimination plus lente que
la prise.
Dans notre étude, la plus part des échantillons des muscles présentent des teneurs
faibles en métaux chez les cinq espèces de poissons (PA, SP DV, LR et BC). La même
observation a été retenue chez la plus part des études. Ceci peut s'expliquer par le
comportement écotoxicologique de cet organe lié à l'excrétion envers les processus de
bioaccumulation.
En plus, certains travaux réalisés sur Salmo gairdneri, ont montré que lors de la
décontamination, il existe un transfert inter-organe des métaux où les muscles se présentent
comme organe receveur, ce qui se traduit par une augmentation de ces teneurs (Boudou,
1982).
Etant donné que le foie est le siège des différents processus métabolique, les teneurs
enregistrées au niveau de cet organe nous renseignent sur les processus physiologiques
d'accumulation des métaux.
Généralement le Cu a tendance à s'accumuler dans les organes internes (foie), où
d'importantes teneurs ont été enregistrées qui peuvent atteindre 34,14 ppm chez Diplodus
vulgaris, 33,72 ppm chez Pagellus acarne, 33,26 ppm chez Barbus callensis, 32,36 ppm chez
Sardina pilchardus, 24,81 ppm chez Liza ramada. La même observation a été retenue pour le
Zn et le Fe dont les teneurs enregistrées sont respectivement de l'ordre 48,05 ppm et 76,67
ppm Pagellus acarne, 36,80 ppm et 68,42 ppm chez Sardina pilchardus, 72,28 ppm et 34,72
ppm chez Diplodus vulgaris, 36,07 ppm et 48,34 ppm chez Liza ramada. 56,26 ppm et 32,48
ppm chez Barbus callensis,
L'abondance hépatique en Cu et Zn a été mise en évidence par plusieurs études chez
d'autres espèces de poissons Salmo gairdneri (Fekhaoui, 1983), Salmo truta (Noris et Lake,
1984). Nos résultats confirment ces observations. En effet, la plus part des espèces (DV, LR,
SP et BC) contiennent d’avantage en teneur du Cu.
Chez les cinq espèces étudiées (PA, SP DV, LR et BC), le Pb, le Cr et le Cd sont
abondants dans le foie et les muscles. Ce sont des métaux non essentiels qui ne font pas l'objet
de régulation, leur concentration augmente dans les tissus en fonction des teneurs du milieu.
Mais le site de stockage essentiel à long terme est le tissu osseux pour le Pb, et pour Cr et Cd
c'est le tissu musculaire et nerveux. Les observations de cette étude tendent à appuyer les
observations de Weiner et Giersy (1979) ; de Vinikour et al. (1980) ; de Wilson et al. (1981).
La contamination de l’estuaire du bas Loukkos par Cu et Zn ne se reflète pas sur les
teneurs des tissus de poissons, car la prise de ces éléments font l'objet d'une régulation par
176
l'organisme à une teneur non toxique quelque soit leur concentration et leur biodisponibilité
biologique dans le milieu ambiant (Amiard et al., 1980 A et B ; Amiard Triquet et al., 1984 ;
Noris et Lake, 1984). Ce phénomène pourrait expliquer la relative homogénéité de nos
résultats et ceux de la littérature.
Cependant des différences sont à noter pour le Cd et le Pb, leurs teneurs augmentent
dans les tissus en fonction de leurs concentrations dans le milieu environnemental (Laurent,
1981 ; Stinson et Eaton, 1983).
IV.9.3. Les muscles
Suite à ces analyses que nous avons effectuées dans ce travail, le Fe est considéré
comme l’élément à des teneurs les plus élevées (62,18 mg/kg du poids frais chez Sardina
pilchardus) de tous les métaux analysés dans les muscles de poissons étudiées. Alors que, le
Cd est l’élément le moins concentré dans ces espèces analysées (0,010 mg/kg du poids frais
chez Diplodus vulgaris).
L'ordre général de la bioaccumulation des métaux analysés dans les muscles des
différentes espèces de poisson est comme suit : Fe > Zn > Cu > Pb > Cr > Cd. Les
mécanismes de résorption-absorption, de métabolisation et de détoxication-élimination
spécifique à chaque espèce halieutique ici étudiée pourraient assurément expliqués les ordres
respectifs de bioaccumulation.
Pageot et Sardine :
Fe > Zn > Cu > Pb > Cr > Cd.
Sargho :
Zn > Fe > Cu > Pb > Cr > Cd.
Mulet :
Fe > Zn > Cu > Cr > Pb > Cd.
Barbeau :
Zn > Fe > Cu > Cr > Pb > Cd.
Nos résultats toxicologiques prouvent que les teneurs des différents métaux lourds
dans les 5 espèces de poissons sont très faibles, et certains sont de plus en deçà des normes
fixées par la CE ; mais une attention particulière doit être observée chez le poisson Diplodus
vulgaris où la teneur du plomb est au delà de celle de la CE. Toute fois nous affirmons qu’il
n’existe aucun risque de toxicité pour la santé humaine et, par conséquent les ressources
halieutiques de l’estuaire du bas Loukkos du Maroc se prêtent bien à la consommation.
Nous estimons que l’espèce de poissons Diplodus vulgaris pourrait être considérée
comme un bon bioindicateur de la qualité de l’environnement des écosystèmes aquatiques
(espèce sentinelle). En effet, le recours à cette espèce qualifiée de bioindicatrice semble un
moyen rapide et performant pour évaluer la qualité de l’environnement. En fonction de leur
large répartition géographique, de leur longévité, de la permanence de leur population au
cours des saisons, de leur facilité de prélèvement, de leur abondance et de leur capacité à
177
accumuler une gamme des métaux lourds, ces organismes apparaîtraient comme des
organismes potentiellement intéressant.
IV.9.4. Les civelles
L’analyse des métaux lourds chez l’anguille européenne (AA), a montré une large
variation entre les stations de l’estuaire du bas Loukkos, cela peut être expliqué par le sexe, la
réponse métabolique de l’anguille à la détoxification (Rebeiro et al., 2005), compte tenu de sa
sensibilité à divers stress environnementaux (Brusle, 1994) et de son caractère benthique,
ajoutons qu’une espèce n’est considérée comme bioindicatrice que lorsqu’elle obéit à certain
critères.
Elle doit être : relativement sédentaire dans la zone étudiée, abondante, à long cycle de
vie, tolérante au stress et donnant la possibilité à un échantillonnage durant toute l’année
(Batty et al., 1996).
A cause de ses teneurs élevés en graisses, le stade de la reprise de la nourriture est le
sujet à la bioaccumulation des polluants (Maes, 2005) ; selon toujours le même auteur, les
polluants environnementaux ne reflètent pas toujours le niveau actuel de la contamination des
individus.
Dans la présente étude le Fe est l’élément le plus abondant où il atteint une teneur
moyenne de l’ordre de 80,35 µg/g du poids sec chez AA de l’estuaire du bas Loukkos.
L’accumulation des métaux lourds chez les civelles de l’estuaire est fortement liée à son
caractère benthique, sachant que le comportement d’enfouissement des anguilles augmente
avec l’age (Lecomte-Finiger, 1983). L’enfouissement dans le sédiment serait plus important
pendant la migration anadrome induisant des plus grands risques de contamination, ceci a été
démontré par la présente étude. Chez les classes de taille moyenne, les anguilles accumulent
plus de métaux par rapport aux autres stades ; ces anguilles ont tendance à se nourrir plus,
pour atteindre les tailles et l’age convenable et les réserves permettant ainsi d’effectuer leur
migration vers la mer des sargasses. Les civelles et les anguillettes seraient plus sensibles aux
polluants que les autres stades.
Même remarque a été retenue pour le Zn. Noel-Lambot et al. (1978) ont trouvé des
teneurs endogènes qui fluctuent au sein de la même espèce en fonction de l’age et de la
nourriture. La teneur moyenne du Zn est de 39,60 µg/g du poids sec n’indique pas vraiment
une contamination, en comparant ces résultats avec ceux trouvés par l’OMS (70 µg/g)
(Tableau IV.51).
Le Cu est élément essentiel présent dans de nombreuses protéines et métallo-enzymes
qui sont impliquées dans les réactions d’oxydoréduction avec l’oxygène, dans la production
178
d’énergie et d’autre processus physiologiques, comme tous les métaux, il a une grande affinité
pour les radicaux thiols. Chez l’anguille, les teneurs endogènes de ce métal atteignent 17 µg/g
(poids frais) soit 85 µg/g (poids sec) selon Noel-Lambot et al. (1978). Les branchies
accumulent moins le Cu que les autres éléments métalliques et les quantités de cet élément
dans les branchies sont faibles par rapport à celle trouvées dans les autres organes. Ajoutons
que lorsque le milieu est contaminé par le Cu, l’épithélium branchial tend à l’accumuler d’une
façon importante. L’accumulation initiale peut être due soit à une chélation par le mucus
possédant une grande affinité pour les ions métalliques et très riche en protéines et par la suite
sa précipitation au niveau des branchies, soit à une fixation au niveau du tissu branchiale. Une
quantité intense pourrait induire un effet létal, du à des contraintes de la respiration du poisson
(Van Hoof et Van San, 1981).
A l’estuaire du bas Loukkos de Larache, l’origine du Cu pourrait être attribuée aux
activités agricoles, puisqu’il y a peu d’activités industrielles dans la région, connues par ses
différents types d’agriculture artisanale et moderne, l’utilisation des pesticides et des
fertilisants ne pourrait qu’augmenter le risque de la pollution par les métaux lourds, 8000 à
9000 tonnes de ces produits sont utilisés annuellement par le Maroc (Cheggour et al., 2001).
Par ailleurs, les teneurs en élément toxiques et non essentiels à l’organisme (Pb, Cr et
Cd) sont certainement dues aux teneurs environnementales, l’estuaire du bas Loukkos est
pollué, sa teneur en sédiments contaminés par le Pb est élevée 69,27 µg/g en comparant avec
celle trouvée dans le Canal de Nador où sa teneur dans le sédiment est encore élevée 4,16
µg/g (Mergaoui et al., 2005). Les concentrations élevées révèlent une importante pollution
urbaine due aux rejets industriels et domestiques de la ville de Larache en particulier et de la
zone de R’mal en général, située en amont de l’estuaire du bas Loukkos. L’activité
industrielle reste la source principale de cette pollution sans toutefois exclure celle d’origine
agricole.
Cette contamination est aussi due principalement aux rejets du village des poteries
riches en résidus plombiques et en d’autres résidus métalliques utilisés dans les procédés de
fabrication. Ce site est soumis en permanence aux rejets du complexe artisanal des poteries
riche en galène, la richesse de ce site en matière organique associé aux métaux ne peut
qu’activer la bioaccumulation de ces dernières, sa présence dans le milieu ne peut pas être
seulement liée aux sédiments, sa source principale étant la combustion des carburants
(Zimmermann et al., 2004). Cette situation reflète des rejets des unités industrielles
(papeteries, tanneries, raffineries…) véhiculés par les eaux de l’oued Loukkos et de ses
179
affluents, s’ajoutent à ses rejets les apports latéraux par les eaux de ruissellement
principalement en période de traitement phytosanitaire et au moment des crues.
Pour le Pb, sa présence au niveau des civelles de l’estuaire du bas Loukkos pourrait
avoir la même explication que celle du Cr, mais il faut noter aussi que sa présence est
principalement due à son utilisation dans la combustion des carburants (Zimmermann et al.,
2004). Dans le présent travail, la teneur moyenne enregistrée en Pb est 0,032 µg/g du poids
sec n’indique pas vraiment une contamination si l’on comparant avec celle trouvée par CEE
(2001) où la valeur du Pb est de 0,2 µg/g.
La teneur moyenne en Cu est de 0,45 µg/g du poids sec chez les civelles de l’estuaire
du bas Loukkos n’est pas toxique si en comparant ce résultat avec celui de B.O.E. (1991) où
la valeur du Cu est de 20 µg/g et celui de Rebeiro et al. (2005) qui ont trouvé des valeurs plus
élevées de l’ordre de 72,3 µg/g du poids sec. Il est difficile d’affirmer que la différence de la
concentration du Cu entre les anguilles de l’estuaire du bas Loukkos, est due essentiellement à
leurs teneurs externes dans l’environnement mais elle est principalement liée à la présence des
métallothioneines, protéines solubles de faible poids moléculaire trouvées dans le cytosol.
Elles ont un taux de renouvellement rapide dans les tissus et peuvent être accumulées en
grandes quantités dans les lysosomes tertiaires, ces lysosomes sont des vésicules
membranaires à temps de vie biologiques variables et sont reconnus dans les tissus sous
formes de granules riches en métaux. La séquestration des éléments traces métalliques
accumulées est d’une importance majeure dans le mécanisme de détoxication. Ces
métalloprotéines riches en groupes sulphydriles fixent principalement le Zn, le Cu et le Cd
(Noel-Lambot et al., 1978), elles sont considérées comme de très bons indicateurs de la
pollution par les métaux lourds (Linde et al., 1999). Ces structures cellulaires jouent un rôle
primordiale dans la régulation du Cu et du Zn (Noel-Lambot et al., 1978), dans la majorité
des cas, les métalloprotéines du rein contiennent du Zn et du Cd en quantité égale, alors que
dans celles du foie le Cu est prédominant (Blasco et al., 1998).
La teneur moyenne en Cu dans la station 4 chez les civelles dépasse celle des autres
stations et là on pourrait supposer que ces fortes concentrations sont attribuées aux teneurs
exogènes du milieu principalement le sédiment et l’eau ou bien à une intense activité
métabolique du Cu au niveau de la station 4. Par ailleurs, il est bien connu que les niveaux des
concentrations métalliques dans les organismes ne sont pas le seul résultat de leur
biodisponibilité dans l’environnement. Les processus impliqués sont très complexes et sont
influencés par le contaminant (taille de la molécule, spéciation chimique, etc…).
180
La biodisponibilité du Zn et du Cu dépend de la concentration maximale de chaque
métal dans l’eau (Papagiannis et al., 2004). Si on considère les stations situées près de
l’embouchure de l’estuaire, on remarque une réduction de la teneur métallique, la compétition
ionique devient plus intense, et donc la biodisponibilité augmente par la suite. Ceci pourrait
expliquer, au moins en partie, la présence des teneurs importantes de ces métaux au niveau
des civelles de l’estuaire du bas Loukkos. Les entrées du Cu et du Zn se font
préférentiellement sous forme ionique : (Cu2+ et Zn2+) par des protéines des transports
membranaire. Les études de (Hansen et al., 2002 ; Zimmermann et al., 2004) ont pu démontré
que plus la dureté de l’eau augmente, plus la toxicité de ce métal chez le poisson diminue,
d’une autre manière lorsque la concentration des ions de Ca2+ dans les eaux augmente
l’accumulation du zinc diminue.
Pérez et al., (2001) détecte une très forte teneur du Zn dans le muscle d’AA (115,5
µg/g) du poids sec au Portugal, dans la région Ria de Aveiro, comparée à d’autres espèces
(Trigla lucerna) (16,05 µg/g du poids sec), soit 2 fois moins que la teneur en Zn trouvée chez
les civelles des sites marocains de l’estuaire du bas Loukkos (39,60 µg/g du poids sec). Cette
non concordance entre ces deux espèces (Anguilla et Trigla) peut être mise sur le compte du
choix de l’espèce, l’anguille est particulièrement riche en lipides, mais également sur
l’ajustement méthodologique ou en fonction du stade de son développement.
La biodisponibilité des contaminants chimiques est largement déterminée par
l’interaction du contaminant avec la matière organique particulaire dans l’eau. Pour le Cr, sa
teneur varie généralement en fonction de sa concentration dans le milieu et de sa
biodisponibilité. A pH acide le Cr s’avère très toxique, son origine dans ces stations est
attribuée essentiellement aux industries textiles et en traitement de surface (chromage),
activité connue surtout aux alentours du bas Loukkos. Le présent travail a pu déceler une
contamination par ce métal au niveau du bas Loukkos (2,66 µg/g) du poids sec en
comparaison avec celle trouvée par Rebeiro et al. (2005) et qui correspond à 1,46 µg/g du
poids sec dans une station au niveau de la Camargue (France). Alors que dans d’autres
stations, plus polluées en Cr, ces auteurs ont décelé des valeurs plus élevées atteignant 1,59
µg/g du poids sec et même presque le double de cette concentration (2,48 µg/g) du poids sec.
Il ressort de ces résultats, que les civelles prélevées dans l’estuaire du bas Loukkos
sont significativement les plus imprégnées par le Cr, ce qui suggère une contamination
moyenne à long terme. Il est vraisemblable que l’évolution des charges tissulaires en Cr soit
liée aux activités industrielles (El Morhit et al., sous presse).
181
Diverses causes peuvent être avancées pour expliquer ce phénomène, tel que la
biodisponibilité des métaux en parallèle avec le rôle que peuvent jouer à ce niveau les
paramètres physico-chimiques du milieu (température, salinité, pH, oxygène dissous, matière
organique, nitrates, DCO, DBO5 (Zimmermann et al., 2004, El Morhit et al., sous presse). De
plus la biodisponibilité associée aux processus physiologiques propres à l’espèce.
La disponibilité de la nourriture ou les variations du métabolisme au cours du cycle de
la croissance de l’anguille est parmi les principales causes de ce phénomène. Quant au Cr, à
l’estuaire du bas Loukkos la salinité augmente au début du mois d’avril, ceci pourrait
expliquer la concentration élevée du Cr notée chez les civelles de ce site. Sa forme ionique
Cr6+ est la forme la plus disponible, grâce à sa charge monovalente et sa grande liposolubilité,
le Cr sous forme HCrO4- peut traverser facilement l’épithélium branchial (Fekhaoui, 1983).
L’anguille détient plus de 30% des graisses au niveau de son muscle, raison de plus pour que
le Cr puisse s’y accumuler, surtout qu’il est très liposoluble.
Les rejets dans l’écosystème aquatique sont dus à l’intervention de ce métal dans
divers processus industriels : L’industrie de peinture, le Pb est utilisé comme agent séchant,
les peintures blanches à base de monoxyde de Pb ont été interdites par les législations pour
l’utilisation à l’intérieur des locaux. Les composés à base de Pb sont utilisés dans l’industrie
du verre pour le vernissage des céramiques. En fin, le Pb entre dans la composition de
plusieurs insecticides (Conor, 1980).
Le Pb et le Cr sont des métaux non essentiels et donc ne font pas l’objet de régulation,
le site préférentiel de l’accumulation du Pb est l’épithélium branchial, alors pour le Cr c’est le
tissu musculaire surtout lors de l’utilisation des réserves énergétiques. Ces observations sont
soutenues par Usero et al., (2003) qui ont trouvé, chez AA, en Espagne dans la station de
Bacuta, 0,06 µg/g (poids frais) du Cr. Pour le Cd, il est souvent accompagné du phosphore,
représente 70 à 100% du métal initialement présent dans le minerai (Robert et Juste, 1997).
En ce qui concerne l’organotropisme des civelles du bas Loukkos, celle-ci montre des
concentrations très élevées pour les métaux essentiels suivi par les métaux toxiques, selon le
gradient d’accumulation suivante : Fe > Zn > Cr > Cu > Cd > Pb.
Pacheco et al., (2002) estiment que les civelles seraient d’assez bon bio-indicateurs
lors de leur utilisation comme un matériel biologique pour les travaux écotoxicologiques de
longue durée.
IV.10. Corrélation des ETM entre les eaux, sédiments et poissons (AA)
L'accumulation des ETM dans les sédiments peut provoquer de sérieux problèmes
dans l'environnement. La contamination du sédiment par ETM pourrait affecter la qualité de
182
l'eau (IdC=1,03) et le bioassimilation et bioaccumulation des métaux dans les organismes
aquatiques, en résultant en possibilité des altérations à long terme sur la santé humaine en
particulier et l’écosystème en générale (C.M. Ip et al., 2007).
Les concentrations du métal dans les tissus des civelles sont inférieures que celles
dans les sédiments. Les Facteurs de Bioaccumulation (FBA=teneur du métal dans l’organisme
par rapport à celle dans les sédiments ; Uluturhan and Kucuksezgin, 2007 ; El Morhit et al.,
sous presse) et les facteurs de bioconcentrations (FBC (Cd) =0,002) sont différents quand on
compare l'un avec et l'autre dans le même tissu pour le même métal. Le BAFs de fer et
cadmium a montré des valeurs plus élevées, pour tous les éléments, qui sont respectivement
3,10% et 0,23%. Les résultats présents suggèrent que la teneur du métal toxique, tel que le
cadmium, dans les anguilles peut augmenter avec exposition prolongée, et donc peut poser
une menace pour la santé humaine à travers la consommation du poisson. En général, les
métaux qui sont absorbés par les sédiments superficiels sont ingérés par les civelles et peuvent
être assimilés avec les efficacités dépendant sur le type de sédiment, les espèces animales et
sa physiologie et le métal elle-même. Les métaux ne sont pas soumis à l’assimilation et d'où
ne sont pas bio-disponible aux organismes benthique (Griscom et al., 2002).
L’évaluation des ETM et leurs corrélations dans l’estuaire du bas Loukkos a reflété le
degré de pollution qui est considérée par beaucoup d'agences régulatrices un des plus grands
risques pour l'environnement aquatique. En général, Les teneurs moyennes de fer, zinc,
cuivre, chrome, plomb et cadmium dans l’estuaire du bas Loukkos sont inférieures aux
normes (WHO, 2006) lesquelles les concentrations moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) dans
la consommation d'eau respectivement sont plus hautes (300, 3000, 1000, 50, 10 et 3 µg/l).
En se basant sur les directives, l’usage direct de l'eau de l'estuaire du bas Loukkos sans
traitement peut aggraver la santé de l’homme (Savory et Wills, 1991). Par exemple, le taux
pour le plomb dans l'eau pour usage domestique est 0 à 1,70 g/l (FEPA, 1991). Aux niveaux >
100 g/l, le dégât neurologique possible dans les foetus et les jeunes enfants peut se produire
(Fatoki et al., 2002). Pour quelques-uns des métaux étudiés dans les sédiments superficiels,
les teneurs des ETM dans notre étude étaient plus haut que celles dans les sédiments de Port
de Montevideo, Uruguay (Muniz, et al., 2004), Taylor Creek, sud du Nigeria (Okafor et
Opuene, 2006), estuaire de Bouregreg (Tahiri et al., 2005) et estuaire d’Om Rbiâ (Jadal et al.,
2002). Des concentrations moyennes plus élevées du plomb (69,26 mg/kg du poids sec) et
cadmium (1,11 mg/kg du poids sec) ont été trouvées dans le sédiment de l'estuaire du bas
Loukkos, comparé avec celles enregistrées par RNO en France (1995) (respectivement, 60
mg/kg et 0,15 mg/kg du poids sec).
183
Pour les niveaux de cadmium, plomb et chrome, les corrélations entre les métaux
semblent être différent dans les segments de l'environnement. Pendant que, le rapport entre les
métaux existe entre Cu–Pb (r =0,670) pour les sédiments (P≤0,05 ; El Morhit et al., sous
presse); Fe–Pb (r =0,564), Cr–Pb (r =0,560) et Cr–Fe (r =0,552) pour l'eau (P≤0,05 ; El
Morhit et al., sous presse). Chez les civelles (P≤0,05; El Morhit et al., sous presse) ont montré
des corrélations considérables Zn–Fe (r =0,976) qui est plus haut aux coefficients de la
corrélation à ceux rapportés ailleurs (Hung et al., 2001 ; Liu et al., 2003 ; Okafor et Opuene,
2006). Cela implique que la compréhension pour ces métaux peut être un mécanisme direct
dans les civelles. Les observations précitées peuvent suggérer que le mécanisme de sorption
des ETM aux sédiments de l'estuaire du bas Loukkos est commandé principalement par
l’adsorption chimique, plutôt que physique ou déposition des métaux avec les sédiments. Les
ions du métal peuvent associer au ligands par les groupes utilitaires tel que –OH, –NH2, –
CO2H de la matière organique dans le sédiment et les produit des composés organiquemétaux stables (Riffaldi et al., 1983 ; Chen et al., 2007).
184
CONCLUSION GENERALE
L’écosystème de l’estuaire de l’oued Loukkos présent plusieurs originalités liées,
d’une part à son état perturbé sous l’action anthropique et, d’autre part, à sa situation
naturelle, isolée sur une longue côte rectiligne, battue par les grandes zones de l’atlantique.
Les conclusions retenues au terme du chapitre I de la deuxième partie des paramètres
physico-chimiques de l’eau, nous ont permis d’établir dans un premier temps un constat de la
qualité des eaux superficielles de l’estuaire du bas Loukkos, par le suivi et l’analyse spatiotemporelle d’un certains nombres de traceurs physicochimiques. Les valeurs moyennes
s’étendent sur un deux cycle annuels 2006-2007 couvrant une longue période de sécheresse et
deux crues qui a lieu pendant les mois de février et mars 2006 et 2007. Le diagnostic a révélé
la présence d’une charge organique et minérale importante en aval des points des rejets de
l’estuaire du bas Loukkos. Elle donne l’image classique d’une pollution intense qui traduit
l’impact insidieux d’une activité humaine très développée dans la région par le biais de rejets
domestiques et industriels. Cependant cette charge totale n’est pas constante, elle fluctue dans
le temps et dans l’espace.
L’ACP a permet de réaliser une synthèse de toutes les données recueillies sur
l’ensemble du réseau hydrographique de l’estuaire du bas Loukkos, et décrit la structure par
deux principaux gradients :
Selon l’axe 1 : Un gradient de minéralisation amont aval faisant apparaître l’influence
prépondérante des apports marins principalement lors de la MH au niveau de la station avale.
La faible minéralisation des eaux amont est due exclusivement aux apports continentaux liés
essentiellement aux effets naturels du climat et de la nature géologique du substrat (érosion).
Selon l’axe 2 : Un gradient d’enrichissement en MES qui semble être corrélé avec l’influence
saisonnière et qui se traduit par un décroissement en été.
Les résultats de l’analyse des paramètres physico-chimiques de l’eau des échantillons
prélevés de l’estuaire du bas Loukkos qui sont exposé dans le chapitre I nous ont permis
d’évaluer la qualité des eaux ainsi que de la dégradation de cette qualité dans la S1. Ces
résultats ont montré globalement que les paramètres de salinité enregistrés au niveau des
prélèvements sont d’une minéralisation forte avec des teneurs élevées en chlorures.
Pour les MES, nous remarquons que la teneur en eau augmente dans les sédiments
lorsque ces matières augmentent.
Les caractéristiques physico-chimiques de l’eau de l’estuaire du bas Loukkos
présentent des variations saisonnières assez marquées, ceci a été mis en évidence par l’ACP
185
des correspondances de l’ensemble des données de la détermination des paramètres
physicochimiques des eaux des cinq stations pour huit campanes.
La comparaison des teneurs métalliques des sédiments entre les différentes stations
montrent que la station 4 parait la plus touchée par cette contamination métallique.
L’utilisation de l’IC montre une contamination moyennement généralisée et
importante. L’utilisation de cet indice s’avère un emploi judicieux. L’évolution spatiale
montre des teneurs très élevées au niveau de la station 4 pour tous les métaux. Vers l’aval des
stations 1 et 5 la situation se dégrade d’avantage suite à l’importante charge polluante de la
ville de Larache. Cependant la remontée des eaux de marée rend cette situation plus complexe
ce qui peut favoriser la mise en suspension de ces éléments métalliques et par conséquent
constitue un danger certains pour les organismes aquatiques par leur biodisponibilité.
Une ACP des données analytiques recueillies montre que :
- Les processus d’accumulation du Cr, du Cu, du Zn et le Pb dans les sédiments sont assez
importants par rapport à ceux relatifs à l’eau de l’estuaire du bas Loukkos.
- Le Cr et le Cd corrèlent très significativement entre eux dans les sédiments (r= 0,50). De la
même façon, le Cu et le Cd (r=0,478) et le Cr et le Pb (r=0,566), qui sont communément
utilisés par plusieurs industries à Larache, corrèlent aussi significativement entre eux.
- Les métaux analysés dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos corrèlent entre eux,
l’existence d’une corrélation importante entre le Cu et le Cr et a montré que les processus
d’accumulation du Cr dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos sont les conséquences
des rejets des eux industrielles de la ville de Larache.
Le Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd ont été analysés dans les eaux de l’estuaire du bas
Loukkos par SAA.
Une ACP des données analytiques recueillies montre que :
Le comportement de six éléments métalliques analysés dans l’eau corrèle positivent entre eux.
- Les processus d’accumulation du Cr, du Cu, du Zn et le Pb dans les sédiments sont assez
important par rapport à ceux relatifs à l’eau de l’estuaire du bas Loukkos.
- Le Fe et le Pb corrèlent très significativement entre eux dans l’eau (r= 0,695). De la même
façon, le Cr et le Cd (r= 0,428), qui sont communément utilisés par plusieurs industries à
Larache, corrèlent aussi significativement entre eux.
186
l’existence d’une corrélation important entre le Fe et le Pb et a montré que les processus
d’accumulation du Cr dans les eaux de l’estuaire du bas Loukkos sont les conséquences des
rejets des eaux industrielles de la ville de Larache
Par ailleurs, pour la faune ichtyologique, les résultats obtenus montrent la présence des
différents micropolluants (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd), dans les différents organes des poissons
(branchies, foie et muscles).
Dans les différents organes, les teneures en Fe, Cu et Zn ne présentent pas en général
des différences significatives. Par contre les teneurs enregistrées pour le Cr, Pb et Cd
présentent une certaine variabilité entre organes.
L'ensemble des résultats obtenus montre que les teneurs enregistrées au niveau des
branchies et du foie sont supérieures à celles dans les muscles, donc une accumulation
préférentielle à l'intérieur de l'organisme qui est le résultat d'une contamination à caractère
chronique.
L'étude de la contamination de la faune ichtyologique de l’estuaire du bas Loukkos par
les divers métaux (Zn, Cu, Cr, Pb, Cd et Fe), par l'analyse et le suivi de 6 éléments dans les
trois organes de poissons (branchies, foie et muscles) par rapport à la station de prélèvement,
témoignent de la présence des micropolluants chez les poissons prélevés.
En ce qui concerne l'organotropisme, les trois organes présentent presque le même
ordre d'accumulation, les branchies et les muscles d'une part et le foie d'autre part, cette
différence est surtout liée aux teneurs élevées en Cu dans le foie.
Pour la variabilité interspécifique, les différentes analyses effectuées montrent que
Diplodus vulgaris présente les teneurs les plus élevées dans les organes internes
particulièrement le foie. En effet, il représente pour le Cu (34,14 µg/g), le Cr (0,81 µg/g) et Pb
(1,07 µg/g) du poids frais. Alors que dans le corps entier des civelles, le Cd montre la teneur
la plus élevée de tous les ETM dans les différentes stations. En effet, les concentrations des
métaux lourds dans les civelles peuvent être bioindicateur de degré de pollution de
l’écosystème aquatique. Le mode de contamination est aussi à prendre. Des divergences
peuvent être obtenues dans l’interprétation des résultats dans la mesure où les résultats sont
sous estimés lorsque l’évaluation se fait sur un corps entier plutôt sur un organe donné.
A travers les résultats obtenus, les civelles (AA) s’avèrent de bon indicateur de la
pollution métallique. Les teneurs métalliques des anguilles de l’estuaire du bas Loukkos sont
élevées. Une contamination imputable aux rejets agricoles (eaux de vidange des rizicultures).
La connaissance actuelle de la contamination des écosystèmes aquatiques par les
métaux lourds révèle une complexité écotoxicologique extrême, due aux multitudes
187
interrelations existantes entre les facteurs abiotiques du milieu, les facteurs biotiques et les
nombreuses formes de dérivés des métaux présents dans les différents compartiments des
écosystèmes. S'ajoute à ceci d'autres phénomènes d'ordre régional tel que les dynamiques
marégraphiques dans notre cas.
- Un support biologique qui est représenté par les poissons, permet d'estimer la fraction biodisponible en métaux dans le milieu, en plus les teneurs obtenues sont intégrées dans le temps et
mettent en évidence la contamination moyenne récente du site d’étude.
- Un support géologique qui est représenté par les sédiments et les eaux.
La contamination de l’estuaire du bas Loukkos par les oligoéléments essentiels (Fe, Zn
et Cu) ne se reflète pas sur les teneurs des sédiments et des eaux et des différents tissus de
poissons. Car d'une part, le Fe sont des constituants majeurs des sédiments et d'autre part, le
Cu et le Zn subissent une régulation stricte chez les poissons. Alors la contamination de
l’estuaire du bas Loukkos est surtout liée à la contamination des métaux toxiques à savoir le
Cr, Pb et Cd, qui se reflètent sur les sédiments, les eaux et divers organes de poissons étudiés.
Par comparaison des teneurs métalliques entre les trois substrats d'étude. Les résultats
confirment que les teneurs relevées dans les sédiments sont généralement les plus élevées par
rapport à celles trouvées dans les eaux et les organes de poissons.
Dans l'ensemble, notre étude nous a permis de mettre en évidence la présence effective
des métaux lourds dans les sédiments et la faune ichtyologique dans cet estuaire, qui est
sérieusement perturbé par les divers rejets domestiques, industriels et agricoles (rizicultures).
Le danger de cette pollution métallique dans le milieu aquatique réside dans le risque
toxicologique qui peut être induit lors de la consommation de ces produits, d'où son impact
directe sur la santé humaine.
Sur le plan écologique, cette pollution peut perturber l'équilibre biologique du milieu
hydrique tel que la dérive écologique et peut porter atteinte aux médiateurs qui règlent
l'équilibre dans ce milieu.
Il devient donc nécessaire d'instaurer un programme de contrôle et de surveillance
continu des différentes sources de pollution et de leur effet sur l'environnement, en obligeant
les divers industriels existants à se doter de système de traitement de leurs eaux résiduelles,
ainsi que le recyclage et la réutilisation des déchets.
Cette stratégie de protection de l'environnement doit s'appuyer sur une réglementation
nationale et une volonté de l'appliquer par l'élaboration des lois et des normes nationales
régissant les rejets d'origine industrielles et urbaine et la qualité du milieu récepteur.
188
Enfin, il devrait prévoir la construction des stations d'épurations qui constitue la seule
réponse possible et nécessaire contre la dégradation de ce milieu.
Enfin dans le but de compléter cette étude sur la contamination métallique de
l’estuaire du bas Loukkos, d'autres études peuvent être envisagées qui permettent une
approche analytique susceptible d'accroître la compréhension des phénomènes toxicologiques
globaux:
•
L'étude de la contamination de certains éléments biologiques appartenant à différent
niveau trophique et ceci permettra de suivre l'évolution horizontale et verticale de cette
contamination.
•
L'analyse expérimentale des transferts existants au sein des réseaux trophiques peut être
mené sur des modèles écotoxicologiques plus au moins complexe (chaîne trophique, micro
écosystème…).
•
L'étude de spéciation de différentes formes de répartition des métaux à l'échelle de
l'écosystème et à l'échelle cellulaire.
•
L'étude des effets toxicologiques (histologique et biochimique) et l'identification des
mécanismes de détoxification par certaines protéines (les métallothioneines).
189
REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES
ABOUELOUFA M., EL HALOUANI H., KHARBOUA M. & A. BERRICHI, 2002. –
Caractérisation physicochimique et bactériologique des eaux usées brutes de la ville d'Oujda :
Canal principal et Oued Bounaîm. Actes Inst. Agron. Vet. (Maroc), 22 (3): 143–150.
ADAMS S.M., 2002. – In : Adams SM, Editor. Biological indicators of aquatic ecosystem stress.
Bethesda. MD, American Fisheries Society.
AFNOR, 1952. – Dosage colorimétrique des ions nitrates Normes T90-014 AFNOR, Paris, 2pp.
AFNOR, 1975. – Détermination de la demande chimique en oxygène Normes T90-101 AFNOR,
Paris, 5pp.
AFNOR, 1988. – Détermination de la demande biochimique en oxygène Normes T90-103 AFNOR,
Paris, 2pp.
AHMAD I., PACHECO M. & A. SANTOS, 2006. – Anguilla anguilla L. oxidative stress
biomarkers: an in situ study of freshwater wetland ecosystem (Pateria de Fermentelos,
Portugal). Chemosphere, (in press).
ALAOUI HASSANI M., 1991. – Contribution à l’étude de l’aspect environnemental de la
contamination des poissons et des moules par les métaux lourds (Hg, Cd et Pb) au maroc.
Thèse de Doctorat Vet. I.A.V. Hassan II : 102 PP.
ALLEN-GIL S.M., GUBALA C.P., LANDERS D.H., LASORSA B.K., CRECELIUS E.A. & L.R.
CURTIS, 1997. – Heavy metal accumulation in sediment and freshwater fish in U.S. Artic
Lakes. Environ. Toxicol. Chem., 16(4) : 733–41.
AL-YOUSUF M.H., EL-SHAHAWI M.S. & S.M. AL-GHAIS, 2000. – Trace metals in liver, skin
and muscle of Lethrinus lentjan fish species in relation to body length and sex. Sci. Total.
Environ., 256 : 87–94.
AMIARD J.C., AMIARD TRIQUET C. & C. METAYER, 1980. – Etude du transfert de Cd, Pb, Cu
et Zn dans les chaînes trophiques néritiques et estuariennes I, état dans l'estuaire interne de la
Loire (France), au cour de l'été 1978. Water Res., 14 : 665–673 pp.
AMIARD-TRIQUET C., METAYER C. & J.C. AMIARD, 1984. – Technical recommendations for
studying the biogeochemical cycle of trace metals. Rev. Intern. Océanogr. Méd., 73-74 :
27−34.
AMIARD J.C., AMIARD TRIQUET C., BALLAN-DUFRANCAIS C., BERTHET B., JANNET
A.Y., MARTOJA R. & M. TRUCHET, 1986. – Study of the bioaccumulation of molecular,
cellular and organism’s levels of lead and cooper transferred to the oysters Crassostrea giga
190
dirty from water via blood. Pro. 21st Embs, 1-29, (Ed) polish. Acad. Sci., inst. Oceanol., 521–
529.
AMIARD J.C., 1988. – Réflexions sur l'estimation des flux des éléments traces dans les organismes
aquatiques. J. Rech. Océanogr., 13, 1-2 : 36–41.
ANDERSON R., FRAZIER J. & P.C. HUAN, 1986. – Transition metal binding protein from tree
Chesapeake Bay fish species. Environ. Heath. Prospect., 65 : 149−156.
ANDRE A. & A. EL GHARBAOUI, 1973. − Aspect de la morphologie littorale de la péninsule de
tanger. Rev. De géogr. Du Maroc, 23-24 : 125–146.
ANDREJI J., STRANAI I., MASANYI P. & M. VALENT, 2005. – Concentration of selected metals
in muscle of various fish species. Journal of environmental science and health, 40 : 902–910.
ANGELIDIS M.O. & M. ALOUPI, 1995. – Metals in sediments of Rhodes Harbour, Greece. Mar.
Pollt. Bull., 31(4-12) : 273–276.
ANZECC/ARMCANZ. 2000. − Australian and New Zealand Guidelines for Fresh and Marine Water
Quality. Australia and New Zealand Environment and Conservation Council, Agricultural and
Resource Management Council of Australia and New Zealand, Canberra.
APTE S.C., BATLEY G.E., SZYMCZAK R., RENDELL P.S., LEE R. & D. WAITE, 1998. –
Baseline trace metal concentrations in New South Wales coastal waters. Marine and
Freshwater Research, 49 : 203–214.
ARNOUX A., NIENCHENSKI L.P. & J. TASSOSSIAN, 1981. – Comparaison de quelques
méthodes d’attaques des sédiments marins pour l’analyse des métaux lourds. J. français
hydrol., 34 : 29–48.
AUGER D., 1989. – Méthode de dosage de cadmium, du cuivre, du plomb et du zinc dans les
milieux biologiques. Rapp. Direction environnement recherches océaniques (DERO) 07-MB.
AYAS Z. & D. KOLANKAYA, 1996. – Accumulation of some heavy metals in various
environments and organisms at Göksu delta, Türkiye, 1991 – 1993. Bull. Environ. Contam.
Toxicol., 56 : 65–72.
BAIER R.W. & M.L. HEALY, 1977. – Partitioning and transport of lead in lake Washington. J.
Environ. Qual., 6: 291–296.
BALLS P.W., HULL S., MILLER B.S., PIRIE J.M. & W. PROCTOR, 1997. – Trace metal in
Scottish estuarine and coastal sediments. Mar. Pollut. Bull. , 34 (1): 42–50.
BANAT I.M., HASSAN E.S., EL-SHAHAWI M.S. & A.H. ABU-HILAL, 1998. – Post-gulf-war
assessment of nutrients, heavy metal ions, hydrocarbons, and bacterial pollution levels in the
United Arab Emirates coastal waters. Environ Int., 24(1/2): 109–116.
191
BAPTISTA NETO J.A., SMITH B.J. & J.J. MCALLISTER, 2000. – Heavy metal concentrations in
sediment in surface sediments in near shore environment, Jurujuba Sound, Southeast Brazil.
Environ. Pollut., 109 : 1–9.
BARBE J., 1981. – Développement du phytoplancton dans la rivière Doubs, ses causes et ses
relations avec la qualité physicochimique de l’eau. Cité par BENNACER l. Thèse d’Etat EsScience. Univ. Ibn Tofail ; Kenitra, Maroc ; 178 pp.
BATLEY G.E., 1996. – Heavy metals and tributyltin in Australian coastal and estuarine waters.
Department of the Environment, Sports and Territories, Camberra.
BATTY K.T., DAVIS T.M., THU L.T., BINH T.Q., ANH T.K. & K.F. ILETT, 1996. − Selective
high performance liquid chromatographic determination of artesunate and
- and β
dihydroartemisinin in patients with falciparum malaria. J. Chromatogr. B., 677: 345–350.
BAZAIRI H., GAM M., KALLOUL S. & B. ZOURARAH, 2005. – Caractérisation bio-géologique
des habitats benthiques d’un écosystème côtier de l’Atlantique marocain : l’estuaire du bas
Loukkos, 3ème journée internationale des géosciences de l’environnement, El Jadida 8−9−10
juin.
BCHITOU R., 2001. – Le suivi des métaux lourds dans les eaux et les sédiments du moyen Sebou :
élaboration d’un plan d’expérience afin d’éliminer le chrome. Thèse de doctorat. Univ. Med
V Rabat. Fac. Es Sciences Physique, 3 pp.
BENNASSER L., 1997. – Diagnose de l’état de l’environnement dans la plaine du Gharb : suivi de la
macro-pollution et ses incidences sur la qualité hydro-chimique et biologique du bas Sebou.
Thèse de doctorat d’état Es Science. Univ. Ibn Tofail ; Kenitra, Maroc.
BENNASER L., FEKHAOUI M., BENOIT GUYOD J.L. & G. MERLIN, 1997. – Influence and tide
on water quality of lower Sebou polluted by plain wastes (Morocco). Wat. Res., 31: 859–867.
BENNASSER L.M., FEKHAOUI M. & O. MAMELI, 2000. – Assessment of the metallic
contamination of the low Sebou sediments. Annali chimica, 90 : 637–644.
BIRD D.J., ROTCHELL J.M., HESP S.A., NEWTON L.C., HALL N.G. & I.C. POTTER, 2007. –
To what extent are hepatic concentrations of heavy metals in Anguilla anguilla at a site in a
contaminated estuary related to body size and age and reflected in the metallothionein
concentrations?. Environmental Pollution, xx : 1–11.
BLASCO J., RUBIO J.A., FORJA J., GOMEZ-PRRA A. & R. ESTABLIER, 1998. – Heavy metals
in some fishes of the mugildea family from salt-ponds of Cadiz bay, Sw Spain. Ecological.
Environ. Rest., 1(2): 71–7.
BOE, 1991. – (Boletín Oficial del Estado or Official Gazette). Normas microbiológicas, límites de
contenido en metales pesados y métodos analíticos para la determinacioín de metales pesados
192
para los productos de la pesca y de la agricultura (Microbiological standards, limits on heavy
metal content, and analytical methods for determining the heavy metal content of fishery and
agricultural products). In: BOE, ed. August 2 Order. Madrid, Spain. pp. 5937–41.
BOEUF F., 1941. – Variation au cours du flot de quelques facteurs physico-chimiques dans l’estuaire
du Bou Regreg (Maroc occidental) C.R. Hebdo. Séances. Acad. Sci. –Paris 212 (13): 565567.
BOUACHRINE M., FEKHAOUI M., BENNASSER L. & L. IDRISSI, 1998. – Distribution of
selected metals in tissue samples of fish from industrially contaminated stream (the river
Sebou, Morocco). Acta hydrobiol., 40, 173–179.
BOUDOU A., SAPRIEL J., JOUKOFF B., MELLET R., LE ROUX G. & D. MORIN, 1980. –
Raman scattering investigations in tetragonal tungsten-bronze compounds. II. Ba2KxNa1xNb5O15
mixed crystals. Phys. Rev. B., 22 : 1170–1173.
BOUDOU A., 1982. – Recherche en écotoxicologue expérimentale sur les processus de
bioaccumulation et de transfert des diverses formes de mercure dans les systèmes aquatiques
continentaux, thèse d'état Es-Science, Univ. Bordeaux I, 297 p.
BOURACHE J.M. & G. SAPORTA, 1983. – L’analyse des données « que sais-je » n° 1854. Presse
universitaire, France.
BOUST D., JOUANNEAU J.M. & C. LATOUCHE, 1981. – Méthodologie d’interprétation des
teneurs totales en métaux traces contenus dans les sédiments estuariens et littoraux. Bull. Inst.
Géol. Bassin d’aquitain, 30 : 71–86.
BRAVO-SANCHEZ L.R., SAN VICENTE DE LA RIVA B., COSTA-FERNANDEZ J.M.,
PEREIRO R. & A. SANZ-MEDEL, 2001. – Determination of lead and mercury in sea water
by preconcentration in a flow injection system followed by atomic absorption spectrometry
detection. Talanta, 55: 1071–8.
BREMOND R. & C. PERRODON, 1979. – Paramètres de la qualité des eaux. Ministère de
l’environnement et cadre de vie. 2ème ed : 259 p.
B.R.G.M/S.G.A.L. 1982. – Inventaire de degré de pollution des sédiments des cours d'eau. Bureau de
recherche géologique et minière, services géologique régional d'Alsace.
BRULAND K.W. & R.P. FRANKS, 1983. – Mn, Ni, Cu, Zn, and Cd in the western north Atlantic.
In: trace metals - in sea water. Wong C.S., Boyle E .Bruland K. W. Burton J.D. ET Goldberg
E-D (Eds): 395–414.
BRUSLE J., 1994. – L’anguille européenne Anguilla anguilla, un poisson sensible aux stress
environnementaux et vulnérable a diverses atteintes pathogènes. Bull. Fr. Pêche Piscic., 335:
237–260.
193
BRYAN G.W., 1979. – Bioaccumulation of marine polluants. Phil. Trans. Re. Soc. Lond. B., 286 :
483–505.
CANLI M. & G. ATLI, 2003. – The relationships between heavy metal (Cd, Cr, Cu, Fe, Pb, Zn)
levels and the size of six Mediterranean fish species. Environmental pollution, 121: 129–136.
CARREL G., BARTHLEMY D., AUDA Y. & L. CHESSEL, 1986. – Approche graphique de
l’analyse en composante principale normée : utilisation en hydrobiologie. Acta Ecologie.
Ecologie générale, 7. (2) : 189–203.
C.E., 2002. – 466/2001 règlement (CE) n° 221/2002 de la commission, modifiant le règlement (CE)
n° 466/2001 portant fixation de teneurs maximales pour certains contaminants dans les
denrées alimentaires. « Journal officiel des communiés européennes ». Fait à Bruxelles, le 19
janvier 2005. Par la Commission. « Markos KYPRIANOU » Membre de la Commission.
CHAFAI EL ALAOUI S., 1994. – Etude de quelques de quelques aspects de la contamination
métallique chez certaines mollusques et poissons marins : étude environnementale (côte
atlantique marocaine) et approche environnementale. Thèse de 3ème cycle. Univ. Caddi Ayyad
Marrakech. 155 pp.
CHAFFAI NEE HAMZA A., 1993. – Etude de la bioaccumulation métallique et des méthotionneines
chez les poissons de la côte de Sféx pour le sud Tunisie, 157 p.
CHAPMAN B.E., CHIANG S.C., PRAGERS.C., SARFF J.S. & M.R. STONEKING, 1998. – Strong
E×B Flow Shear and Reduced Fluctuations in a Reversed-Field Pinch. Phys. Rev. Lett. 80 :
2137–2140.
CHEGGOUR M., 1988. – Contribution à l’étude d’un milieu paralique : l’estuaire du Bou Regreg
(côte atlantique marocaine). Condition écologique globale. Etude de la contamination
métallique. Thèse de 3ème cycle ENS Takaddoum, Rabat, 337p.
CHEGGOUR M., CHAFIK A., LANGSTON W., BURT G., BENBRAHIM S. & H. TEXIER, 2001.
− Metals in sediments and the edible cockle Cerastoderma edule from two Moroccan Atlantic
Lagoons Moulay Bousselham and Sidi Moussa. Envir. Poll., 115 : 149−160.
CHEGGOUR M., CHAFIK A., FISHER N.S. & S. BENBRAHIM, 2005. – Metal concentrations in
sediments and clams in four Moroccan estuaries. Marine Environmental Research, 59: 119–
137.
CHEN C.-W., KAO C.-M., CHEN C.-F. & C.-D. DONG. 2007. – Distribution and accumulation of
heavy metals in the sediments of Kaohsiung Harbor, Taiwan Chemosphere, 66 : 1431–1440.
CHERKAOUI E., 2006. – Structure et organisation des peuplements macrozoobenthiques de
l’estuaire du Bou Regreg après la construction du barrage. Thèse de doctorat d’état es science.
Univ Med V. Fac Es-Science. Rabat 69p.
194
C.M. IP C., LI X.-D., ZHANG G., W.H. WAI O. Y.-S. LI, 2007. – Trace metal distribution in
sediments of the Pearl River Estuary and the surrounding coastal area, South China,
Environmental Pollution, 147: 311–323.
COMBER S.D.W., GUNN A.M. & C. WHALLEY, 1995. – Comparison of the partitioning of trace
metals in the Humber and Mersey estuaries. Marine Pollution Bulletin, 30 : 851–860.
CONOR R., 1980. – Metal contamination of food. Applied science publishers. London. 290pp.
COSSA D. & P. LASSUS, 1989. – Le cadmium en milieu marin. Biogéochimie et écotoxicologie.
Rapport scientifique et technique de l’IFREMER. 16 : 110 PP.
COTTE-KRIEF M., GUIEU C., THOMAS A.J. & J. MARTIN, 2000. – Sources of Cd, Cu, Ni and
Zn in Portuguese coastal waters. Mar Chem., 71: 199–214.
C.S.E., 1991. – Etat de qualité des ressources en eau dans la région hydraulique du Loukkos.
Royaume du maroc. Ministère des travaux publics de la formation professionnelle et de la
formation des cadres. Administration de l’hydraulique. Direction de la recherche et de la
planification de l’eau. Publication de l’administration de l’hydraulique, P7.
CRICHTON R.R., WILMET S., LEGSYER R. & R.J. WARD, 2002. – Molecular and cellular
mechanisms of iron homeostasis and toxicity in mammalian cells. J. Inorg. Biochem., 91: 9–
18.
DASSENAKIS M., SCOULLOS, M. & A. GAITIS 1997. – Trace metals transport and behaviour in
the Mediterranean estuary of Archeloos River. Marine Pollution Bulletin, 34 : 103–111.
DELACHE A. & F. RIBEYRE, 1978. – Chaîne trophique expérimentale en milieu limnique. Thèse
3ème cycle en science Biologiques, Uni Bordeau I, 265P.
DELACAHUX P. & M. NIESTLE, 1997. – La Gironde, un écosystème estuarien, A. Cotten Conservatoire de l’Estuaire de la Gironde, 2001. R. Billard "Les poissons d'eau douce des
rivières de France".
DRPE, 1991. – Direction de la Recherche et de la Planification de l’Eau. Etat de la qualité des
ressources en eau dans la région hydraulique du Loukkos. Rapport du ministère des travaux
publics de la formation professionnelles et de la formation des cadres. Publication de
l’Administration de l’Hydraulique. PP 1–20 PP.
DUCHAUFFOUR P., 1995. – Pédologie, sol, végétation environnement 4ème édition. Abrégés paris:
Masson 324p.
DUSSART G.B.J., 1966. – Limnologie : l’étude des eaux courantes. Ed. Herman, Paris, 250p.
DUSSART B., 1992. – Limnologie: étude des eaux continentales. Paris. 638 pp.
EL BLIDI S. & M. FEKHAOUI, 2003. – Hydrologie et dynamique marégraphique de l’estuaire du
Sebou (Gharb, Maroc). Bull. Inst. Sci., 25 : 57–65.
195
EL BLIDI S., FEKHAOUI M., EL ABIDI A., IDRISSI L. & T. BENAZZOU,
2006. –
Contamination des rizières de la plaine du Gharb (Maroc) par des métaux traces. Vecteur
environnement, janvier, 46–53.
EL GUAMRI Y. & D. BELGHYTI, 2006. – Etude de la qualité physico-chimique des eaux usées
brutes de la commune urbaine de Saknia, rejetées dans le lac Fouarat (Kénitra, Maroc).
Journal Africain des Sciences de l’Environnement, 1 : 53–60.
EL HACHADI A., 1999. – Contribution à l’étude écotoxicologique et bactériologiques de l’estuaire
du Bou Regreg. Thèse de Doctorat 3ème cycle. Univ Cadi Ayad, Marrakech (Maroc) : 220p.
EL HRAIKI A., KESSADI M., SABHI Y., BERNARD P. & D.R. BUHLER, 1992. – Contamination
par le cadmium, le chrome, le mercure, et le plomb des produits de la pêche marocaine
prélevés en mer méditerranéen. Rev. Med. Vét., 143 (1) : 49–56.
ELKAIM B., 1972. – Contribution à l’étude écologique d’un estuaire atlantique marocain : l’estuaire
de Bouregreg. (Première partie). Soc. Sci. Nat. Et phys. du Maroc. Tome 52, du Bull. 1ère, 2ème
trimestre.
ELKAIM B., 1992. – Détermination des mécanismes de l'évolution biosédimentaire dans un estuaire
macrotidal : la Baie de Somme. Concentration métallique dans les sédiments en Baie de
Somme. Rapp. 5 p. GEMEL.
EL MORHIT, 2005. – Évaluation de la pollution métallique de la cote atlantique marocaine (port
laâyoune, foum l'oued et laâsilia). Diplôme d’Etudes Supérieurs Approfondies. Université Ibn
Tofail. Faculté Sciences Kenitra, Maroc, P 1.
EL MORHIT M., FEKHAOUI M., JBILOU M., EL ABIDI A., EL BLIDI S. & A. SERGHINI, 2007.
– Evaluation de la pollution métallique de l’estuaire des sédiments du bas Loukkos (ville de
Larache). Equipe de Recherche "Valorisation des Ressources Naturelles et Biodiversité".
Quatrième Journées Internationales. Oiseaux d'Eau et Zones Humides au Maroc. Faculté des
Sciences (Univ. Chouaib Doukkali), 16-17 février 2007, d'El Jadida Maroc.
EL MORHIT M., FEKHAOUI M., SERGHINI A., EL ABIDI A., YAHYAOI A. & JBILOU M.,
2007. – Contamination métallique d’Anguilla anguilla au niveau de l’estuaire de Loukkos
(Maroc). VIIème Congrès Maghrébin des Sciences de la Mer et Premier Congrès Franco Maghrébin de Zoologie et d’Ichtyologie – 4-7 novembre 2007, El Jadida, Maroc.
EL MORHIT M., FEKHAOUI M., SERGHINI A., EL ABIDI A., YAHYAOUI A. & M. JBILOU. –
Contamination métallique des muscles de cinq espèces de poissons de l’estuaire du bas
Loukkos (côte atlantique Marocaine). 2ème Congrès des Sciences Analytiques (CSA), 29
octobre 2008, Casa, Maroc (soumis).
196
EL MORHIT M., EL ABIDI A., SERGHINI A., YAHYAOUI A. et JBILOU M. & M. FEKHAOUI,
2008. – Contamination métallique de Sardina pilchardus de la côte atlantique marocaine et
des sédiments de l’estuaire du bas Loukkos. Biodiversité et Ecosystèmes. Vèmes Journées
Nationales de Biodiversité Sur Biodiversité au service du développement durable. 18 au 20
décembre 2008, Fès- Maroc (soumis).
EL MORHIT M. 2009. – Impact des activités hydro-agricoles sur la qualité des sédiments de
l’estuaire du bas Loukkos (Maroc). Problématiques des déchets solides. Société Marocaine de
Toxicologie Faculté de Médecine et de Pharmacie, 28 avril 2009, Rabat. Maroc (soumis).
EL MORHIT M., FEKHAOUI M., SERGHINI A., EL BLIDI S., EL ABIDI A., BENNAAKAM R.,
YAHYAOUI A. & M. JBILOU, 2008. – Impact de l’aménagement hydraulique sur la qualité
des eaux et des sédiments de l’estuaire du Loukkos (côte atlantique, Maroc), Bull. Inst. Sci.,
30 : 39–47.
EL MORHIT M., EL ABIDI A., SERGHINI A., EL BLIDI S., YAHYAOUI A., JBILOU M. & M.
FEKHAOUI, 2009. – Contamination métallique de Sardina pilchardus de la côte atlantique
marocaine et des sédiments de l’estuaire du bas Loukkos. 5ème journées internationales des
géosciences de l’environnement. Gestion des déchets : Pollution et dépollution : eau, air et
sol. Faculté des Sciences Dhar El Mahraz B.P. 1796. 13-14 mai 2009, Fès – Maroc (soumis).
EL MORHIT M. 2009. – L’impact de la pollution sur l’environnement et la santé : Approche de
remédiation. Association Marocaine pour l’environnement et le développement durable, à
l’Institut Agronomique et Vétérinaire Hassan II, 4 juin 2009, Rabat, Maroc (soumis).
EL MORHIT M., FEKHAOUI M., EL ABIDI A., YAHYAOUI A. & M. JBILOU, 2009. – Impact
des activités hydro-agricoles sur la qualité des eaux et des sédiments de l’estuaire du bas
Loukkos (Côte atlantique, Maroc). Conférence Internationale sur la Gestion Durable des
Déchets Solides (MWM-09). Décharges - Impacts environnementaux. Université Chouaib
Doukkali, 19-20 juin 2009– El Jadida – Maroc (soumis).
EL MORHIT M., FEKHAOUI M., EL ABIDI A., YAHYAOUI A. & M. JBILOU, 2009. – Étude de
la variation spatio-temporelle des paramètres hydrologiques caractérisant la qualité des eaux
de l’estuaire du bas Loukkos (Maroc). La 2ème édition du Congrès international. « Eaux,
déchets et environnement ». Union des pays de la méditerranée. 26-27 novembre 2009, El
Jadida, Maroc (soumis).
EL MORHIT M., EL ABIDI A., SERGHINI A., YAHYAOUI A., JBILOU M., FEKHAOUI M.,
GIRARD P. & P. ELIE, 2009. – Contamination métallique des muscles de cinq espèces de
poissons de la côte atlantique Marocaine et de l’estuaire adjacente du Loukkos. La 2ème
197
édition du congrès international. « Eaux, déchets et environnement ». Union des pays de la
méditerranée. 26-27 novembre 2009, El Jadida, Maroc (soumis).
EL MORHIT M., FEKHAOUI M., ELIE P., GIRARD P., YAHYAOUI A., EL ABIDI A. &
JBILOU M. 2009. – Heavy metals in sediment, water and the European glass eel, Anguilla
anguilla (Osteichthyes: Anguillidae) from Loukkos river estuary (morocco, eastern Atlantic).
Cybium (sous presse).
EL MORHIT M., FEKHAOUI M., EL ABIDI A., YAHYAOUI A. & M. JBILOU. - Metallic
contamination in muscle of five fish species from Loukkos estuary (Atlantic coast Morocco)
(soumis).
EMBERGER L., 1964. − La position phytogéographique du Maroc dans l’ensemble méditerranéen
Al Awamia, Maroc. 12 P. 1−15.
ERGIN M., SAYDAM C., BASTÜRK Ö., ERDEM E. & R. YÖRÜK, 1991. – Heavy metal
concentrations in surface sediments from the two coastal inlets (Golden horn estuary and
Izmet bay) of the north-eastern sea of Marmara. Chem. Geol., 91 : 269−285.
ESCOUFFIER B., 1979. − Rev. Stat. Appl. 27 (4) : 37–46.
EZZAOUAQ M., 1991. – Caractérisation hydrodynamique, physico-chimique et bactériologique des
eaux superficielles de l’estuaire du Bouregreg (Maroc) soumis aux rejets des villes de RabatSalé. Thèse D.E.S. Fac. Sci. Rabat, 140 p.
FABRIS G.J. & C.A. MONAHAN. 1995. – Characterisation of toxicants in waters from Port Phillip
Bay: metals. Technical Report No. 18, Commonwealth Scientific and Industrial Research
Organisation INRE Port Philip Bay Environmental Study, Melbourne, 48 pp.
FADIL F., MAAROUF A. & A. ZAID, 1997. – Utilisation de Gammarus gauthieri pour tester la
toxicité des sédiments des eaux douces. Annls. Limnol., 32 : 73–78.
FATOKI O.S., LUJIZAN O. & A.O. OGUNFOWOKAN, 2002. – Trace metal pollution in Umata
River. Water, SA, 28 (2), 183–189.
FEKHAOUI M., 1983. – Toxico cinétique de trois polluants métallique majeurs chez la truite arc-enciel (Salmo gaidneri), le chrome le cuivre et le zinc. Thèse de troisième cycle, université de
Claude Bernard- Lyon, 125p.
FEKHAOUI M., 1990. – Recherche hydro biologiques sur le moyen Sebou soumis aux rejet de la
ville de Fès: suivi d'une macropollution et évaluation de ces incidences sur les composantes
physiques, chimiques et biologiques de l'écosystème. Thèse Doctorat d'Etat Fac. Sci. Rabat,
165 p.
FEKHAOUI M., BENNASSER L., SEGLE-MURANDI F. & J.L. BENOIT-GUYOD, 1993. – Water
pollution in the Sebou river basin (Morocco) – preliminary result. First Setac World
198
Congress: Écotoxicologie and environmental chemistry – a global perspective. Lisbonne,
Portugal, March, 2831.
FEKHAOUI M., BENNASSER L. & M. BOUACHRINE, 1995. – Environnement et pollution :
exemple de facteur conditionnant l'hydrochimie des eaux superficielles. Ecol. Natio.Techn.,
23−24 Nov., Fes.
FEKHAOUI M., 2005. – Projet Gestion intégrée du complexe de Zones Humides du Bas Loukkos
(Larache, Maroc) Phase du Diagnostic : Hydrologie. Projet financé par la fondation Ciconia,
Lichtenstein et géré par le GREPOM, 40p.
FEPA, 1991. – Guidelines and Standards for environmental pollution in Nigeria.
FERREIRA M.F., CHIU W.S., CHEOK H.K., CHEANG F. & W. SUN, 1996. – Accumulation of
nutrients and heavy metals in surface sediments near Macao. Mar. Pollut. Bull., 32 (5): 420–
425.
FONTEVIEILLE D., 1987– La circulation du carbone organique dans les écosystèmes lotiques : cas
du phénomène d’autoépuration. Thèse de doctorat d’Univ. Lyon I. 135 pp.
FORSTNER U. & G. MÛLLER, 1973. – Heavy metal accumulation in river sediments, a response to
environment pollution. Geofrum, 14: 53–62.
FORSTNER U., 1977. – Metal concentration in recent lacustrine sediments. Arch. Hydrobiol., 80 :
172–191.
FORSTNER V. & G.T.W. WITTMAN, 1979. − Metal pollution in the aquatic environmental,
Springer Verlag, 486 p.
FORSTNER U. & S.R. PATCHINEELAM, 1980. – Chemical associations of heavy metals in
polluted sediments from the lower Rhine River. Am. Chem. Soc. Adv. Chem. Ser., 189 : 177–
193.
FORSTNER U., 1982. – Accumulation phases for heavy metals in limnic sediments. Hydrologia, 91:
269–284.
FOUCART S., 1982. – Analyse factorielle. Programme sur ordinateur. Masson, Paris, France.
GASSAMA N. & S. VIOLETTE, 2002. – Contributions à l’étude hydro-géochimique du bassin
versant de Kaluvelly, Sud-Est de l’Inde, DEA Hydrologie, Hydrogéologie, Géostatistique et
Géochimie Filière Hydrologie et Hydrogéologie Quantitatives. Université Pierre et Marie
Curie, Université Paris-Sud, École des Mines de Paris & École Nationale du Génie Rural des
Eaux et des Forêts, 34 p.
GEBRATI L. & A. NEJMEDINE, 2002. – Traitement photocatalytique et biodégradabilité des
effluents textiles de la ville de Marrakech. (330−334 p). Actes du Colloque International sur
199
l'eau dans le bassin Méditerranéen: Ressources et Développement Durable. Monastir
(Tunisie), 1: 80–85.
GIBBS R.J., 1993. – Metals of the bottom muds in Townsville harbour, Australia. Environ. Pollut. ,
81 (3): 297–300.
GIBLIN F.G. & E.J. MASSARO, 1973. – Pharmaco-dynamius of methyl mercury in rainbow trout
(Salmo gairdneri): tissue uptake distribution and excursion, toxicology and applied
pharmacology, 24: 81–91.
GIBLIN F.J. & E.J. MASSARO, 1975. – The erythrocyte transport and transfer of methylmercury to
the tissues of the rainbow trout (Salmo gairdneri). Toxicology, 5: 243–54.
GOTERMAN H.L., 1995. – Toxico cinétique de trois polluants métalliques majeurs chez la truite
arc-en-ciel (Salmo gairdneri), le chrome, le cuivre et le zinc ». Thèse de 3ème cycle Univ. De
Claude Bernard, Lyon : 125 p.
GOUPY J., 1990. – Plan d’expérience pour surfaces de réponse, Dunod, Paris.
GRAHN O., 1990. – Fish kills in two moderately acid lakes due to high aluminum concentration.
Dans: ecological impact of acid precipitation. Sncf. Projet. Sandejord, norway, 310–311.
GRIGGS G.B. & S. JAHANSON, 1978. – Bottom sediment contamination in the bay of Naples, Italy
Mar. Pollut. Bull., 9: 208–214.
GRISCOM S.B., FISHER N.S. & S.N. LUOMA, 2002. – Kinetic modeling of Ag, Cd and Co
bioaccumulation in the clam Macoma balthica: quantifying dietary and dissolved sources.
Marine Ecology Progress Series, 240 : 127–141.
HAMZA-CHAFFAI A, ROMEO M. & A. EL ABED, 1996. – Heavy metals in different fishes from
the Middle Eastern coast of Tunisia. Bull. Environ. Contam. Toxicol., 56 : 766–73.
HANSEN J.A., WELSH P.G., LEPTON J., CACELA D. & A.D. DAILEY, 2002. – Relative
sensitivity of Bull trout (Slvelinus confluentus) and Rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) to
acute exposure of cadmium and zinc. Environ. Toxicol. Chem., 21: 67–57.
HATJE V., APTE S.C., HALES L.T. & G.F. BIRCH, 2003. – Dissolved trace metal distribution in
Port Jackson estuary (Sydney Harbour), Australia. Marine Pollution Bulletin, 46: 719–730.
HATJE V., 2003. – Particulate traces metal and major element distributions over consecutive tidal
cycles in Port Jackson Estuary, Australia, Environmental Geology, 44 : 231–239.
HAMDY Y. & L. POST, 1985. – Distribution of mercury, trace organics and other heavy metals in
Detroit River sediment. J. Creat. Lakes Res., 11(3) : 353–365.
HAKANSON L., 1984. – Metals in fish and sediment from the river Kobacksan water system,
qweden. Arch. Hydro-biol., 101 : 373–400.
200
HARLAND B.J. TAYLOR D. & A. WITHER, 2000. – The distribution of mercury and other trace
metals in the sediments of the Mersey estuary over 25 years 1974−1988. Sci. Total Environ.,
253 : 45–62.
HEBERT S. & S. LEGARE, 2000. – Suivi de la qualité de l’eau des rivières et petits cours d’eau.
Direction du suivi de l’état de l’environnement, Ministère de l’Environnement Gouvernement
du Québec, 5 p.
HENRY F., AMARA R., COURCOT L., LACOUTURE D. & M.-L. BERTHO, 2004. – Heavy
metals in four fish species from the French coast of the Eastern English Channel and Southern
Bight of the North Sea. Environment International, 30 : 675–683.
HIMMI N., FEKHAOUI M., FOUTLANE A., BOURCHICH H., EL MAROUFY M., BENAZZOU
T. & M. HASNAOUI, 2003. – Relazione plankton-parametri fisici chimici in un bacino di
maturazione (laguna mista Beni Slimane – Morocco. Rivesta Di Idrobiologia. Universita
degli studi di perugia, Departemento di Biologia Animale ed Ecologia laboratoire Di
Idrobiologia “G.B. Grassi”. Estrato ISSN 0048 8399. 110–111p.
HUNG T.C., MENG P.J., HAN B.C., CHUANG A. & C.C. HUANG, 2001. – Trace metals in
different species of mollusca, water and sediments from Taiwan coastal area. Chemosph., 44
(4) : 833–41.
HUTCHINSON T.C. & K.M. MEEMA, 1987. – Lead, mercury and arsenic in the environment.
SCOPE 31. Chichester, John Wiley and Sons, 360 p.
JADAL M., 2002. – Pollution chimique et microbiologique de l’estuaire de l’oued Oum-Er-Rbia :
suivi de la macropollution et ses incidences sur les différentes composantes de cet
écosystème. Thèse de Doctorat. Univ. Ibn Tofail, Fac. Sci. Kenitra. 7, 8-9, 172 p.
JADAL M., EL AYOUCHI M. & L. BENNASSER, 2002. – Qualité des eaux de l’estuaire de l’oued
Om Rbiâ (Maroc) et influence de la dynamique marégraphique. L’eau, l’industrie, les
nuisances, 256 : 59–66.
KAIMOUSSI A., 2002. – Etude de la pollution au niveau du littoral de la région d’El Jadida. Thèse
de Doctorat d’Etat Es Science physiques. Univ. Chouaib Doukkali, Fac. Sc. El Jadida page
72–73.
KALAY M. & M. KANLI, 2000. – Elimination of essential (Cu, Zn) and nonessential (Cd, Pb)
metals from tissues of a freshwater fish Tilapia zillii following an uptake protocol. Turkish
Journal of Biology, 24: 429–436.
KHAMAR M., BOUYA D. & C. RONNEAU, 2002. – Pollution métalliques et organiques des eaux
et des sédiments d'un cours d'eau marocain par les rejets liquides urbains. Waters quality
research, 35 (1) : 147–161.
201
KLAMER J.C., HEGEMAN W.J.M. & F. SMEDES, 1990. – Comparison of grain size correction
procedures from organic micro-pollutants and heavy metals in marine sediments. Hydrobiol.,
208: 213–220.
KRAMER C.J.M. & J.C. DUINKER, 1984. – Complexation of trace metals in natural waters- Jonk
publisher, the Netherlands, pp: 267–278.
LAFAILLE P., CARAGUEL J.M. & A. LEGAULT, 2006. – Migration de civelles d’anguille
(Anguilla anguilla L.) à travers un barrage estuarien 10 pp.
LASLETT R.E., 1995. – Concentrations of dissolved and suspended particulate Cd, Cu, Mn, Ni, Pb
and Zn in surface waters around the coasts of England and Wales and in adjacent seas.
Estuarine Coastal and Shelf Science, 40 : 67–85.
LAURENT L., 1981. – Techniques d’analyses et de contrôle dans les industries agroalimentaires,
volume 4, Apria (éd). Paris, p 61.
LECOMTE-FINIGER R., 1983. – Contribution à la connaissance de l’écobiologie de l’anguille
« Anguilla anguilla L., 1758 » des milieux lagunaires méditerranéens du Golfe du Lion :
Narbonais et Roussillon. Thèse de Doctorat d’Etat Es Science Nat. Univer. De Perpignan, 203
pp.
LEE C.L., FANG M.D. & M.T. HSIEH, 1998. – Characterization and distribution of metals in
surficial sediments in south-western. Taiwan. Mar. pollut. Bull. , 36 (6) : 464–471.
LEMAIRE-GONY S., LEMAIRE P. & A. PULSFORD, 1995. – Effects of cadmium and benzo (a)
pyrene on the immune system, Gill ATPase and Erod activity.
LEMINE M., 1993. – Impact des activités anthropiques sur l’environnement de l’estuaire du Bou
Regreg. Thèse de 3ème cycle. ENS Takaddoum, Rabat. 337p.
LEWIS M.A., SCOTT G.I., BEARDEN D.W., QUARLES R.L., MOORE J., STROZIER E.D.,
SIVERTSEN S.K., DIAS A.R. & M. SANDERS, 2002. – Fish tissue quality in near-coastal
areas of the Gulf of Mexico receiving point source discharges. Sci. Total Environ., 284: 249–
61.
LINDE A.R., ARRIBAS P., SANCHEZ-GALAN S. & E. GARCIA-VAZQUEZ, 1996. – Eel
(Anguilla anguilla) and Brown trout (Salmo trutta) target species to assess the biological
impact of trace metal pollution in freshwater ecosystems. Arch. Environ. Contam. Toxicol., 31
: 297–302.
LINDE A., SANCHEZ S., KLEIN D., GARCIA E. & K. SUMMER, 1999. – Métallothionéine and
heavy metals in brown trout (Salmo trutta) and European eel (Anguilla anguilla): a
comparative study. Ecotoxicology and environmental safety, 44: 168–173.
202
LIU W.X., LI X.D., SHEN Z.G., WANG D.C., WAI O.W.H. & Y.S. LI, 2003. – Multivariate
statistical study of heavy metal enrichment in sediments of the Pearl River Estuary. Environ.
Pollut., 121 (3) : 377–88.
LONG E.R., MACDONALD D.D., SMITH S.L. & F.D. CALDER, 1995. – Incidence of adverse
biological effects within ranges of chemical concentrations in marine and estuarine sediments.
Environ. Manag., 19 : 81–97.
LORING D.H. & R.T.T. RANTALA, 1992. – Manual for the Geochemical Analyses of marine
sediments and suspended particulate matter. Earth-Sci. Rev., 32 : 235–283.
MAES G., 2005. – Evolutionary consequences of a catadrous life-strategy on the genetic structure of
European eel (Anguilla Anguilla L.). These de 3ème cycle. Univer. Katholic Leuven, Faculty
Wetenscappen, 223 pp.
MAHYAOUI M., SAGHI M. & I. KHARCHAF, 1989. – Etude de la pollution métallique (Cd, Cu,
Pb et Zn) du littoral atlantique entre rabat et Temara. Chem., 18 (7-8) : 1639–1655.
MALKI M., MARÍN I., ESSAHALE A., AMILS R. & M. MOUMNI., 2008. – Physico-chemical
parameters and bacterial diversity in the Moroccan´s Sebou River. Journal of Food,
Agriculture & Environment, 6 (1) : 172–176.
MARÇAIS J & G. SUTER, 1966. – Aperçu structurel sur la région du rif oriental. Notes. Serv. Géol.
Maroc, 35−42.
MAURER G., 1968. – Évolution géomorphologique du rif central. Thèse Doct. Es ; lettres. Inst.
Scient. Chérif, Rabat.
MEADOR J.P., ROBISCH P.A., CLARK JR R.C. & D.W. ERNEST, 1998. – Elements in fish and
sediment from the pacific coast of the United States: results from the national benthic
surveillance Projet; Mar. Pollut. Bull., 37 (1-2) : 56–66.
MEGUELLATI N., ROBBE D., MARCHANDISE P. & M. ASTRUC, 1982. – Intérêt des
minéralisations sélectives pour le suivi des pollutions métalliques associées aux sédiments. J.
Fr. Hydrol., 13 (3) : 275–287.
MERGAOUI L., 2003. – Diagnostic d’un état de pollution organique et métallique de deux zones
humides : cas de Merja Zerga et de bas Sebou. Thèse de Doctorat en biologie. Université
Mohammed Ben Abdellah Faculté des Sciences Dhar-Mehraz Fès 74 p.
MERSH J., DUBOST N. & J.C. PIHAU, 1993. – Comparaison de plusieurs supports analytiques
inertes et biologiques pour apprécier la contamination métallique de la retenue de site
électronucléaire du Cattenom. France, Annals. Limnol. , 29(3-4) : 325–337.
MC BRIDE G.B. & J.C. RUTHERFORD, 1983. – Handbook on estimating dissolved oxygen
depletion in polluted rivers. Water and soil misc. Publ. Wellington, 51: 1–69.
203
MC NEELY R.N., NEIMAINIS V.P. & L. DWYER, 1980. – Référence sur la qualité des eaux.
Guide des paramètres de la qualité des eaux environnements. Canada. Direction de la qualité
des eaux, Ottawa. Canada.
MICHARD A., 1976. – Éléments de géologie marocaine. Not. et Mem. Serv. Géol. Maroc, Nr 25,
408 p.
MILLER P.A., MUNKITTRICK K.R. & DG. DIXON, 1992. – Relationship between concentrations
of copper and zinc in water, sediment, benthic invertebrates, and tissues of white sucker
(Catastomus commersoni) at metal-contaminated sites. Can. J. Fish Aquat. Sci., 49: 978–85.
MILLER R.L., BELZ M., DEL CASTILLO C. & R. TRZASKA, 2002. – Determining CDOM
absorption spectra in diverse coastal environments using a multiple path length, liquid core
waveguide system. Cont. Shelf Res., 22 : 1301–1310.
MIQUEL M.G., 2003. Office parlementaire d'évaluation des choix scientifiques et technologiques.
«La qualité de l’eau et de l’assainissement en France». Tome II – annexe. N° 215 Sénat
session ordinaire, 23–24.
MOISSENKO T.I. & L.P. KUDRYAVTSEVA, 2001. – Trace metal accumulation and fish
pathologies in areas affected by mining and metallurgical enterprises in the Kola Region,
Russia. Environ. Pollut., 114 : 285–97.
MORALES M.M., MARTI P., LLOPIS A., CAMPOS L. & S. SAGRADO, 1999. – An
environmental study by factor analysis of surface seawaters in the Gulf of Valencia (Western
Mediterranean). Anal. Chim. Acta., 394 : 109–17.
MORMEDE S. & I.M. DAVIES, 2001. – Trace elements in deep-water fish species from the Rockall
Trough. Fish Res, 51 : 197–206.
MOUVET C.O., CORDEBAR P. & A. BOURG, 1982. – Répartition du cuivre, plomb et zinc entre
fractions dissoutes et particulaires dans les rivières, comparaison entre les valeurs
expérimentales et celles calculées par un modèle mathématique. Journal français
d’hydrologie, 13, 39 : 299–309.
MOUVET C. 1984. – Métaux lourds et mousses aquatiques, spéciation physico-chimique,
bioaccumulation et toxicité. Thèse doctorat Es-Science botanique. Liège, 157 pp.
MUNIZ P., DANULAT E., YANNICELLI B., GARCIA-ALONSO J., MEDINA G. & M.C.
BICEGO, 2004. – Assessment of contamination by metals and petroleum hydrocarbons in
sediments of Montevideo Harbour (Uruguay). Environ. Int., 29 : 1019–1028.
MUNKSGAARD N.C. & D.L. PARRY 2001. – Trace metals, arsenic and lead isotopes in dissolved
and particulate phases of North Australian coastal and estuarine seawater. Marine Chemistry
75 : 165–184.
204
MURPHY B.R'T ATCHISON O.J. & A.W. M.C. INTOSH, 1978. – Cadmium and zinc content of
fish from an industrially contraindicated lake. J. Fish. Biol., 13: 327–335 pp.
NICOLAIDOU A. & JA. NOTT, 1998. – Metal in sediment, Seagrass and Gasteropods near a Nickel
smelter in Greece: possible interactions. Mar. Pollut. Bull., 36 (5): 360–365.
NICOLAI M., ROSIN C., TOUSSET N. & Y. NICOLAI, 1999. – Trace metals analysis in estuarine
and seawater by ICP-MS using on line pre-concentration and matrix elimination with
chelating resin. Talanta, 50: 433–44.
NISBET M. & J. VERNEAU, 1970. – Composantes chimiques des eaux courantes. Ann. Limnol. T 6
Fasc., 2 : 161–190.
NOEL-LAMBOT F.T, OERDA Y.C. & A. DISACHE, 1978. – Distribution of Cd Zn and Cu in liver
and gills of the eel Anguilla anguilla with special reference to metallotionein. CMP. Biochem.
Physiol., 61 : 177–187.
NORIS R.H. & P.S.T. LAKE, 1984. – Trace metal concentrations in fish from the Esk Rivert
Northeastem Tasmania, Australiat. Bull. Environ. Contam. Toxicol. T ., 33 : 348−354.
OGINO C., 1980. – Requirements of carp and rainbow trout for dietary manganese and copper. Bull.
Jap. Soc. Sci. Fish., 46 : 455–8.
OKAFOR E.C. & K. OPUENE, 2006. – Correlations, partitioning and bioaccumulation of trace
metals between different segments of Taylor Creek, southern Nigeria. International Journal
of Enviornmental Science and Technology, 3(4) : 381–389.
OKTAY-MARSHALL, S.D. CANTU II A., HOOD E.M., COLEMAN C.H., CORAPCIOGLU,
M.O. & P.H. SANTSCHI. 1994. – Partitioning of Cu, Pb, Ag, Zn, Fe, Al, and Mn between
filter-retained particles, colloids, and solution in six Texas estuaries. Marine Chemistry 45 :
307–336.
ORBI A., HILMI K., LARISSI J., ZIDANE H., ZIZAH S., EL MOUSSAOUI N., LAKHDAR I.J. &
F. SARF, 1998. – Hydrologie et hydrodynamique des côtes marocaines: milieux paraliques et
zones côtières. Expo 98, 68 p.
O’REILLY WIESE S.B., BUBB J.M. & J.N. LESTER, 1995. – The significance of sediments metal
concentration in tow eroding. Essex salt marshes. Mar. Pollut. Bull., 30 (3): 190–199.
OWENS R.E. & P.W. BALLS. 1997. – Dissolved trace metals in the Tay estuary. Estuarine, Coastal
and Shelf Science, 44: 421–434.
PACHECO M. & M.A. SANTOS, 2002. – Biotransformation genotoxic and histopathological effects
of environmental contaminants in European eel (Anguilla anguilla L.). Ecotox. And environ.
Safety, 331–347.
205
PAPAGIANNIS I. & I. KAGALOU, 2004. – Copper and zinc in four freshwater species from Lake
Pamvotis (Greece). Environ. Inter., 30: 357–362.
PATTERSON C. & D. STTLE, 1977. – Comparative distribution of alkaline earths and lead t. among
major tissues of the Tuna (Tunnu alalunga). Mar. Biol., 289–295.
PELLETIER M., 2005. – La contamination des sédiments par les toxiques. Le lac Saint-Pierre,
dernière halte avant l’estuaire. Programme Suivi de l’état du saint-laurent. Canada 4–5 P.
PEREZ R., ORTEGA J. & F. FLORES, 2001. – Surface Soft Phonon and the √3 × √3 ↔ 3×3 Phase
Transition in Sn/Ge(111) and Sn/Si(111). Phys. Rev. Lett., 86 : 489–4894.
PETTINE M., MASTROIANNI D., CAMUSSO M., GUZZI L. & W. MARTINOTTI, 1997. –
Distribution of As, Cr and V species in the Po–Adriatic mixing area (Italy). Mar Chem., 58 :
335–49.
PHILLIPS D.J.H., 1995. – The chemistries and environmental fates of trace metals and
organochlorines in aquatic ecosystems. Mar. Pollut. Bull. , 31 (4–12) : 193–200.
PIERRON F., BAUDRIMONT M., BOSSY A., BOURDINEAUD J-P., BRETHES D., ELIE P. & JC. MASSABUAU, 2007. – Impairment of lipid storage by cadmium in the European eel
(Anguilla anguilla). Aquatic Toxicology, 81 : 304–311.
PIERRON F., BAUDRIMONT M., GONZALEZ P., BOURDINEAUD J.P., ELIE P. & J.C.
MASSABUAU, 2007. – Common Pattern of Gene Expression in Response to Hypoxia or
Cadmium in the Gills of the European Glass Eel (Anguilla anguilla). Environ. Sci. Technol.,
41 (8) : 3005–3011.
PIERRON F., BAUDRIMONT M., LUCIA M., DURRIEU G., MASSABUAU J.-C. & P. ELIE.
2008. – Cadmium uptake by the European eel: Trophic transfer in field and experimental
investigations. Ecotoxicology and Environmental Safety, 70 (1) : 10–19.
PROCHOC E. & M. JURANC, 1989. – Metal in sediment: problems concerning determination of the
anthropogenic influence study in the Kara river estuary, Eastern Adriatic cost, Yugoslavia.
Environ. Wat. Sci., 13(2): 145–151.
ROBERT M. & C. JUSTE, 1997. – Stocks et flux d'éléments traces dans les sols du territoire in
aspects sanitaires et environnementaux de l'épandage agricole des boues d'épuration urbaines,
ADEME journée tectoniques des 5 et 6 juin 1997 ADEME éd, 320 p.
REBEIRO C., VOLLAIRE Y., SANCHEZ A. & H. ROCHE, 2005. – Bioaccumulation and the
effects of organochlorine pesticides, PAH and heavy metals in the eel (Anguilla anguilla) at
the camargue nature reserve, France. Aqua toxico. , 74: 53–69.
REHWOLD R., 1972. – Distribution of selected metals in tissue samples of Cyprinus carpis; bull.
Environ. Contron. Toxicol., 15: 3374–377.
206
REITNER J. & M. KRALIK, 1997. – Aktuogeologic eines natunahen gerinnes: sedimentgeologic
and Unweltgeologie and beispied des marchfeldkanals. Mih. Sterr. Geol. Ges., 88 : 79–96.
RGPH, 2004. – Étude comparative des capacités de financement des collectivités locales dans les
Provinces du Nord. Agence pour la promotion et le développement économique et social des
préfectures et des provinces du nord.
RIFFALDI R., LEVI-MINZI R., SAVIOZZI A. & M. TROPEA, 1983. – Sorption and release of
cadmium by some sewage sludge. J. Environ. Qual., 12 : 253–256.
ROBE D., 1981. – Pollution métalliques du milieu naturel. Guide méthodologique de leur étude à
partir des sédiments; rapport bibliographique. L.C.P.C, rapport de recherche LPC n°104.
RODIER J., 1996. – L'analyse de l'eau naturelle, eaux résiduaires, eau de mer, 8ème Edition, Dénod,
Paris, 1383 p.
ROMERO A.H., HERNANDEZ C.T., MALO E.A. & R. BELLO-MENDOZA, 2004. – Water
quality and presence of pesticides in a tropical coastal wetland in southern Mexico, Marine
Pollution Bulletin, 48: 1130–1141.
ROONY C.P. & R.G. MCLAREN, 1999. – Distribution and phytoavailability of lead in soil
contaminated with lead shot. Water, air and soil, 116 : 535–548.
RNO, 1995. – Réseau National d’Observation. Programme actuel les contaminants dans les matières
vivantes, les métaux lourds dans les sédiments de la baie de la seine (Campagne 1993).
Travaux du RNO. Ifremer et ministre de l’aménagement du territoire et de l’environnement,
Le Havre, France, 36 p.
RNO., 1998. – Programmes actuels. Les contaminants chimiques dans les sédiments du littoral
méditerranéen. Surveillance du Milieu Marin. Travaux du Réseau National d'Observation de
la Qualité du Milieu Marin. Edition 1998. Ifremer et ministre de l’aménagement du territoire
et de l’environnement, 12 p.
RULE J.H., 1986. – Assessment of trace element geochemistry of Hampton roads harbour and
mower Chesapeake Bay area sediments. Environ. Geol. Water Sci., 8 : 209–219.
SAADALAH M., 1991. – Contribution à l'étude de la pollution métallique des sédiments des cours
d’eau marocaine – cas de l'Oued Boufegrane – Thèse de troisième cycle, Uni.Moulay Ismail.
Mekhnès, 175 p.
SABHI Y., 1990. – Toxicologie des métaux lourds chez les organismes aquatiques : aspects
environnementaux et expérimentaux. Thèse de 3ème cycle. Univ. Med. V. Fac. Sci. Rabat. 232
pp.
SALOMONS W. & U. FÖRSTNER, 1984. – Metals in the hydrocycle. Berlin, Springer, 349 p.
207
SARKAR S.K., SAHA M., TAKADA H., BHATTACHARYA A., MISHRA P. & B.
BHATTACHARYA, 2007. – Water quality management in the lower stretch of the river
Ganges, east coast of India: an approach through environmental education. Journal of Cleaner
Production, 15: 1559–1567.
SAVORY J. & M.R. WILLS, 1991. – Aluminum. In: Merian E., (ed.) metals and their compounds in
the environment. Occurrence, analysis and biological relevance. VCH Weinheim New York Basel-Cambridge.
SCHOEN U., 1969. – Contribution à la connaissance des minéraux argileux dans le sol marocain.
Cah. Rech. Agr. Rabat n° 26. pp. 42–58.
SCHOFIED C.L. & J.R. TRAJNER, 1980. – Aluminum toxicity to fish in acidiced water. In:
pollution rain, Plessum press, New York, 17: 347–366 pp.
SERGHINI A., 2003. – Diagnose écologique du complexe des zones humides de Mohammedia:
étude qualitative et quantitative des composantes physique (eau – sédiment) et biologique de
l’écosystème. Thèse de Doctorat d’Etat Es Science. Univ. Moh. V Agdal, Rabat P 78.
SIGG L. STUMM W. & P. BEHRA, 1994. – Chimie des milieux aquatiques. Chimie des eaux
naturelles et des interfaces dans l’environnement. Masson. Paris.
SNOUSSI M., 1980. – Géochimie et minéralogie des sédiments fins de l’estuaire du Loukkos (côte
atlantique marocaine) contribution à l’étude d’un écosystème estuarien. Thèse de 3ème cycle.
Univ. Med V. Fac Sci., Rabat 5–17 P.
SNOUSSI M., 1984. – Comportement du Pb, Zn, Ni et Cu dans les sédiments de l’estuaire de
Loukkos et du proche plateau continental (côte Atlantique marocaine). Bulletin de l’Institut
géologique du bassin d’aquitaine, 35 : 23–30.
SPRINGER M.D., M.C. INTOSH A. & M. HOENIGS, 1992. – Concentration of trice elements in
yellow perch from six audic lakes. Water air soil blutt., 37: 375–388.
STINSON M.D. & D.L. EATON, 1983. – Concentration of lead, cadmium, mercury and cooper in
crayfish obtained from a lake receiving urban runoff. Arch. Environ. Toxicol. , 12 : 639–700.
SURE B. & R. SIDALL, 1999. – Pomphorhynchus leaves the intestinal acanthocephalan as a lead
sink for its fish host, Chub (Leuciscus cephalus). Exp. Parasitol., 93 : 66–72.
SZEFER P., SZEFER K., GLASBY G.B., PEMPKOWIAK J. & R. KALISZAN, 1996. – Heavy
metal pollution in surficial sediments from the southern Baltic sea off Poland. J. Environ. Sci.
Health, A 31 : 2723–2754.
SZEFER P., DOMAGA M., WIELOSZEWSKA A., WARZOCHA J., GARBACIK-WESO OWSKA
A. & T. CIESIELSKI, 2003. – Distribution and relationships of mercury, lead, cadmium,
208
copper and zinc in perch (Perca fluviatilis) from the Pomeranian Bay and Szczecin Lagoon,
southern Baltic. Food Chemistry, 81 (1) : 73–83.
TAHIRI L., BENNASSER L., IDRISSI L., FEKHAOUI M., EL ABIDI A. & A. MOURADI, 2005.
– Contamination métallique de Mytilus galloprovincialis et des sédiments au niveau
de
l’estuaire de Bouregreg (Maroc). Water qual. Res. J. Canada, 40 (1) : 111–119.
THAUVIN J.P., 1971. – Le basin du bassin Loukkos. (Extrait de ressources en eau du maroc. Tome
I : Domaine du rif et du Maroc oriental). Not. et Mem. Serv. Géol. Maroc, 231 : 113–125.
THOMSON G., 1986. – The museum environment 2d ed. London: Butterworths.
THORNE L.T. & G. NICKLESS, 1981. – The relation between heavy metals and particle size
fractions within the Severn estuary (U.K.) intertidal sediments. The Science of the Total
Environment, Amsterdam, 19 : 207–213.
TUREKIAN K.K. & K.H. WEDPOHL, 1961. – Distribution of the elements in some major units of
the earth’s crust. Bull. Geol. Soc. Am., 72: 175–192.
TURNER A., MILLWARD G.E., SCHUCHARDT B., SCHIRMER M. & A. PRANGE. 1992. –
Trace metal distribution coefficients in the Weser estuary (Germany). Continental Shelf
Research, 12 : 1277–1292.
ULUTURHAN E. & F. KUCUKSEZGIN, 2007. – Heavy metal contaminants in Red Pandora
(Pagellus erythrinus) tissues from the Eastern Aegean Sea, Turkey. Water research, 41 : 1185
–1192.
USEPA., 1986. – Recommended protocols for measuring trace metals in Puget Sound sediments and
tissue samples. Puget Sound protocols, prepared by tetra tech in. for the United States
Environmental Protection Agency.
USERO J., IZQUIERDO C., MORILLO J. & I. GRACIA, 2003. – Heavy metals in fish (Solea
vulgaris, Anguilla anguilla and Liza aurata) from salt marshes on the southern Atlantic coast
of Spain. Environment International, 29 : 949–956.
VAN GEEN A., BOYLE E.A. & W.S. MOORE, 1991. – Trace metal enrichments in waters of the
Gulf of Cádiz, Spain. Geochim Cosmochim Acta., 55: 2173–91.
VAN HOOF F. & E. VAN SAN, 1981. – Analysis of Cooper, Zinc, Cadmium, Zinc, Cadmium and
Chromium in fish tissues. A tod for detecting metal caused fish kills. Chemosphere, 10 :
1127–1135.
VINIKOUR W.S., GOLDSTEIN R.M. & R.V. ANDERSON, 1980. – Biocencentration baterns of
zinc, cooper, and cadmium in 8 selected fish species from the Fox River, Illinois, Bull.
Environ.Contam.Toxicol., 24 (75) : 27–734.
209
VIZ GIREZI J.P., GIESY & J.C. WIENER, 1977. – Frency distribution of metal concentration in five
freshwater fishes. Trans. Am. fish. soc., 106: 393–403 pp.
WEINER J. & R. GIERSY, 1979. – Concentration of Cd, Cu, Mn, Pb and Zn in Fishes in a Highly
Organic Saltwater Pond. J. Fish. Res. Boord Can., 36 : 270–279.
WELLIAM H. & S. CHLESINGER, 1991. – Biogeochemistry, an analysis of global chance.
Academic Press, inc. Harcourt Brace Jovanovich Publishers. San Dage NY, Boston, London,
Sydney, Tokyo, Toronto.
WELKEN R.D. & K. WEILLER, 1987. – Behavior of iron and manganese in comparison to other in
Elbs estuary. Heavy metal environmental. Inter. conf., 2 : 227–229.
WHO, 2006. − Guidelines for drinking-water quality. Vol. 1 : third edition. WHO (World Health
Organization) Geneva.
WILSON D., FINLAYSON B. & MORGAN, 1981. – Cooper, zinc and cadmium concentration of
resident tront related to acid amine waste. Calif. Fish and game, 67 : 176–186.
YAHYAOUI A., 2002. – Contribution à l’étude la biologie de l’anguille (Anguilla anguilla l., 1758)
dans son aire méridionale de répartition géographique : littoral atlantique et méditerranéen
marocain. Doct. d’Etat esscience, Univ. Med V Fac Sc. Rabat : 314.
YAHYAOUI A. & H. JAZIRI, 2002. – Mythe et réalité de l’anguille. Revue des F.A.R. N° 2.99 mai
2.002.
YAHYAOUI A., FREYHOF J. & I. STEINMANN, 2004. – Diversité ichtyologique et biologie
d’Anguilla anguilla L., 1758 (Actinopterygii, Anguillidae) dans le Rhin moyen. Zool.
Baetica, 15 : 39–60.
YILMAZ A.B., 2003. – Levels of heavy metals (Fe, Cu, Ni, Cr, Pb, and Zn) in tissue of Mugil
cephalus and Trachurus mediterraneus from Iskenderun Bay, Turkey. Environmental
Research, 92 : 277–281.
YURKOVSKIS A., 2004. – Dynamics of particulate major and trace elements in the lower reaches of
the Daugava River and adjacent area of the Gulf of Riga (Baltic Sea). Marine Pollution
Bulletin, 49: 249–263.
ZIMMERMANN S., BAUMANN U., TARASCHESKI H. & B. SURES, 2004. – Accumulation and
distribution of platinum and rhodium in the European eel Anguilla anguilla following aqueous
exposure to metal salts. Envir. Pollution, 127 : 195–202.
ZWOLSMAN J.J.G., ECK B.T.M. & C.H. VAN DER WEIJDEN 1997. – Geochemistry of dissolved
trace metals in the Scheldt estuary, south-western Netherlands: Impact of seasonal variability.
Geochimica et Cosmochimica Acta, 61 : 1635–1652.
WEB1: www.gazettelabo.fr/2002archives/pratic/1997/23COT.htm.
210
WEB2: www.univ-lehavre.fr/cybernat/pages/qualite.htm.
211
Annexes
1- Paramètres physicochimiques de l’eau
Annexe tab. 1 : Evolution spatiotemporelle des paramètres physicochimiques de l’eau.
T (°C) Air
S1
S2
S3
S4
mars-06
21,9
21,7
24,5
20,9
mai-06
22
22,8
26,9
24,2
juil-06
26,4
26,8
26,2
25,4
sept-06
24
25,5
25
22,6
nov-06
27,78
18,90
24,70
19,00
janv-07
15,10
16,80
15,40
17,00
mars-07
19,80
23,30
21,00
22,20
mai-07
22,20
20,20
19,30
21,20
Min
15,10
16,80
15,40
17,00
Max
27,78
26,80
26,90
25,40
Mi
22,40
22,25
22,87
21,31
Ei
3,92
3,24
3,96
2,72
T (°C) Eau
S1
S2
S3
S4
mars-06
21,5
21,7
23,3
21,1
mai-06
24,7
24
26,6
24,2
juil-06
28,3
29,7
28,9
27,5
sept-06
25,3
26
27,4
24,7
nov-06
27,8
24,3
22,6
24,4
janv-07
14,3
14,8
15,01
15
mars-07
19,5
19
20,5
17,4
mai-07
24
24,5
23,7
22,1
Min
14,3
14,8
15,0
15,0
Max
28,3
29,7
28,9
27,5
Mi
23,2
23,0
23,5
22,1
Ei
4,6
4,5
4,4
4,1
pH
S1
S2
S3
S4
mars-06
7,6
7,25
7,1
7,02
mai-06
7,92
7,51
7,3
7,65
juil-06
7,94
7,88
7,8
7,78
sept-06
7,41
7,79
7,77
7,99
nov-06
8,44
8,52
7,42
8,3
janv-07
7,22
7,45
7,83
8,06
mars-07
8,3
7,47
7,7
7,76
mai-07
7,29
7,37
7,76
7,96
Min
7,22
7,25
7,10
7,02
Max
8,44
8,52
7,83
8,30
Mi
7,77
7,66
7,59
7,82
Ei
0,46
0,41
0,27
0,38
Sa (g/l)
S1
S2
S3
S4
mars-06
6
11,2
15,5
22,2
mai-06
4,1
9,9
12,5
24,6
juil-06
6,2
8,2
26,2
28,7
sept-06
2,6
11,3
27,1
29,5
nov-06
7,9
18,5
23,8
29
janv-07
5,4
11,3
19,5
22,9
mars-07
7,8
10,8
17,1
26,7
mai-07
8,7
17
31
34,1
Min
2,60
8,20
12,50
22,20
Max
8,70
18,50
31,00
34,10
Mi
6,09
12,28
21,59
27,21
Ei
2,06
3,56
6,43
3,94
OD (mg/l)
S1
S2
S3
S4
S5
20,1
21,5
24,7
22,4
17,30
16,50
19,50
20,50
16,50
24,70
20,31
2,65
S5
19,2
22,5
27
24,2
22,6
15,02
16,2
22
15,0
27,0
21,1
4,0
S5
7,5
7,97
7,4
7,91
7,98
8,02
7,94
7,9
7,40
8,02
7,83
0,24
S5
33,91
32,87
34,52
34,65
33,4
31,7
32,5
34,8
31,70
34,80
33,54
1,12
S5
212
mars-06
mai-06
juil-06
sept-06
nov-06
janv-07
mars-07
mai-07
Min
Max
Mi
Ei
CE (mS/cm)
mars-06
mai-06
juil-06
sept-06
nov-06
janv-07
mars-07
mai-07
Min
Max
Mi
Ei
MES (mg/l)
mars-06
mai-06
juil-06
sept-06
nov-06
janv-07
mars-07
mai-07
Min
Max
Mi
Ei
COT (mg/l)
mars-06
mai-06
juil-06
sept-06
nov-06
janv-07
mars-07
mai-07
Min
Max
Mi
Ei
NO3 (mg/l)
mars-06
mai-06
juil-06
sept-06
nov-06
janv-07
mars-07
5,22
3,86
2,17
5,2
11,1
7,3
8,7
7,9
2,17
11,1
6,43
2,86
S1
0,664
0,593
0,781
0,852
0,791
0,833
0,768
1,49
0,59
1,49
0,85
0,27
S1
100
31,2
98,4
65,3
67,3
108
35
81
31,20
108,00
73,28
29,14
S1
9,5
9,84
7,8
10,5
6,3
6,4
7,6
8,7
6,30
10,50
8,33
1,57
S1
0,38
0,95
2,3
0,95
0,43
0,98
0,45
4
3,62
4,2
7,5
11,6
8,2
12,3
7,22
3,62
12,3
7,33
3,34
S2
10,6
7,4
10,8
5,1
0,795
19,4
11,6
27,5
0,80
27,50
11,65
8,38
S2
54
40,9
85,4
43,2
12,85
75
46,6
86
12,85
86,00
55,49
25,27
S2
11,3
12,14
10,2
5,4
5,2
8,2
9,8
8,8
5,20
12,14
8,88
2,54
S2
5,7
1,27
1,2
0,84
1,74
1,3
0,67
3,5
3,6
4,5
11
11,2
9,4
13,6
8,9
3,5
13,6
8,21
3,87
S3
18,9
17,14
13,96
18,89
10,51
17,95
13,3
48,1
10,51
48,10
19,84
11,81
S3
60
63,2
40,3
31,4
29,45
76
50
80
29,45
80,00
53,79
19,26
S3
9,2
15,3
15,4
3,1
3,9
7,7
13,3
4,6
3,10
15,40
9,06
5,09
S3
6
1,49
1,05
0,3
0,13
1,6
0,89
2,5
4,2
5,3
12,16
12
10,2
15
8,7
2,5
15
8,75
4,39
S4
25,1
20,8
41,9
24,3
13,1
37
27,5
52,2
13,10
52,20
30,24
12,63
S4
68
75
35,1
29,1
10,56
76
69
82
10,56
82,00
55,60
26,66
S4
4,25
19,4
24,6
7,6
8,3
5,5
21,3
3,7
3,70
24,60
11,83
8,49
S4
11,8
1,3
2,5
1,1
1,68
7,4
0,8
3,8
2,95
4,7
12,33
11
11,6
15,4
7,67
2,95
15,4
8,68
4,56
S5
40,1
38,6
45
54,7
36,4
38,3
50,4
53,2
36,40
54,70
44,59
7,30
S5
19,3
67,1
29,4
14,3
22,2
80
25
81
14,30
81,00
42,29
28,58
S5
18,9
26,72
29,5
19,41
6,3
22
33,4
3,5
3,50
33,40
19,97
10,56
S5
13,2
1,1
0,91
0,9
0,27
8,6
0,68
213
mai-07
12,8
4,8
12,4
13,8
13,5
Min
0,38
0,67
0,13
0,80
0,27
Max
12,80
5,70
12,40
13,80
13,50
Mi
2,41
2,19
2,98
5,05
4,90
Ei
4,25
1,93
4,23
5,25
5,88
DCO (mg/l)
S1
S2
S3
S4
S5
mars-06
21,3
30,5
28,9
32
26
mai-06
12
17,01
91,9
41,2
46,7
juil-06
19,4
12,2
10,5
9,7
17,5
sept-06
38,4
19,5
14,1
33,1
30,4
nov-06
10
11,6
13,49
13,47
17,9
janv-07
18
27,2
25,6
28,4
21
mars-07
14,6
20,28
98,2
50
42,32
mai-07
28,6
29
15,8
13
12,3
Min
10,00
11,60
10,50
9,70
12,30
Max
38,40
30,50
98,20
50,00
46,70
Mi
20,29
20,91
37,31
27,61
26,77
Ei
9,34
7,34
36,22
14,49
12,31
DBO5 (mg/l)
S1
S2
S3
S4
S5
mars-06
2,29
7,01
24,4
6,08
23,5
mai-06
10,7
11,3
4,4
3,1
2,8
juil-06
13,1
16,9
16,1
11,5
13,9
sept-06
11,05
9,68
7,19
6,15
8,13
nov-06
3,64
5,68
3,9
3,64
3,19
janv-07
8,5
11,9
11,1
7,7
8,9
mars-07
5,99
3,71
21,1
2,78
20,2
mai-07
12,5
12,7
6,4
5,1
4,8
Min
2,29
3,71
3,90
2,78
2,80
Max
13,10
16,90
24,40
11,50
23,50
Mi
8,47
9,86
11,82
5,76
10,68
Ei
4,09
4,26
7,85
2,87
7,82
Remarque : T°a : température de l’air, T°e : température de l’eau, pH : potentiel d’hydrogène, Sal : salinité, Ce :
conductivité, OD : oxygène dissous, MES : matière en suspension, COT : carbone organique total, NO3- : nitrate,
DCO : demande chimique en oxygène, DB05 : demande biologique en oxygène, Mi : moyenne, Ei : ecartype.
nov06
sept-06
juil-06
mai-06
mars-06
Annexe tab. 2 : Evolution globale des paramètres physico-chimiques de l’eau étudiée.
T°a
T°e
pH
Sa
Ce
OD
MS
CO
21,9
21,5
7,6
6
0,664
5,22
100
9,5
S1
21,7
21,7
7,25
11,2
10,6
4
54
11,3
S2
24,5
23,3
7,1
15,5
18,9
3,5
60
9,2
S3
20,9
21,1
7,02
22,2
25,1
2,5
68
4,25
S4
20,1
19,2
7,5
33,91
40,1
3,8
19,3
18,9
S5
22
24,7
7,92
4,1
0,593
3,86
31,2
9,84
S1
22,8
24
7,51
9,9
7,4
3,62
40,9
12,14
S2
26,9
26,6
7,3
12,5
17,14
3,6
63,2
15,3
S3
24,2
24,2
7,65
24,6
20,8
4,2
75
19,4
S4
21,5
22,5
7,97
32,87
38,6
2,95
67,1
26,72
S5
26,4
28,3
7,94
6,2
0,781
2,17
98,4
7,8
S1
26,8
29,7
7,88
8,2
10,8
4,2
85,4
10,2
S2
26,2
28,9
7,8
26,2
13,96
4,5
40,3
15,4
S3
25,4
27,5
7,78
28,7
41,9
5,3
35,1
24,6
S4
24,7
27
7,4
34,52
45
4,7
29,4
29,5
S5
24
25,3
7,41
2,6
0,852
5,2
65,3
10,5
S1
25,5
26
7,79
11,3
5,1
7,5
43,2
5,4
S2
25
27,4
7,77
27,1
18,89
11
31,4
3,1
S3
22,6
24,7
7,99
29,5
24,3
12,16
29,1
7,6
S4
22,4
24,2
7,91
34,65
54,7
12,33
14,3
19,41
S5
27,8
8,44
7,9
0,791
11,1
67,3
6,3
S1 27,78
24,3
8,52
18,5
0,795
11,6
12,85
5,2
S2 18,90
NO
0,38
5,7
6
11,8
13,2
0,95
1,27
1,49
1,3
1,1
2,3
1,2
1,05
2,5
0,91
0,95
0,84
0,3
1,1
0,9
0,43
1,74
DC
21,3
30,5
28,9
32
26
12
17,01
91,9
41,2
46,7
19,4
12,2
10,5
9,7
17,5
38,4
19,5
14,1
33,1
30,4
10
11,6
DB
2,29
7,01
24,4
6,08
23,5
10,7
11,3
4,4
3,1
2,8
13,1
16,9
16,1
11,5
13,9
11,05
9,68
7,19
6,15
8,13
3,64
5,68
214
mai-07
mars-07
janv-07
22,6
7,42
23,8
10,51
11,2
29,45
3,9
0,13
13,49
3,9
S3 24,70
24,4
8,3
29
13,1
12
10,56
8,3
1,68
13,47
3,64
S4 19,00
22,6
7,98
33,4
36,4
11
22,2
6,3
0,27
17,9
3,19
S5 17,30
14,3
7,22
5,4
0,833
7,3
108
6,4
0,98
18
8,5
S1 15,10
14,8
7,45
11,3
19,4
8,2
75
8,2
1,3
27,2
11,9
S2 16,80
15,01
7,83
19,5
17,95
9,4
76
7,7
1,6
25,6
11,1
S3 15,40
15
8,06
22,9
37
10,2
76
5,5
7,4
28,4
7,7
S4 17,00
15,02
8,02
31,7
38,3
11,6
80
22
8,6
21
8,9
S5 16,50
19,5
8,3
7,8
0,768
8,7
35
7,6
0,45
14,6
5,99
S1 19,80
19
7,47
10,8
11,6
12,3
46,6
9,8
0,67
20,28
3,71
S2 23,30
20,5
7,7
17,1
13,3
13,6
50
13,3
0,89
98,2
21,1
S3 21,00
17,4
7,76
26,7
27,5
15
69
21,3
0,8
50
2,78
S4 22,20
16,2
7,94
32,5
50,4
15,4
25
33,4
0,68
42,32
20,2
S5 19,50
24
7,29
8,7
1,49
7,9
81
8,7
12,8
28
12
S1 22,20
24,5
7,37
17
27,5
7,22
86
2,8
4,8
20
12
S2 22,20
23,7
7,76
31
48,1
8,9
80
4,6
12,4
15
6
S3 19,30
22,1
7,96
34,1
52,2
8,7
82
3,7
13,8
13
5
S4 21,20
22
7,9
34,8
53,2
7,67
81
3,5
13,5
12
4
S5 20,50
15,10
14,3
7,0
2,6
0,5
2,17
10,5
2,8
0,1
9,7
2,2
Min.
27,78
29,7
8,5
34,8
54,7
15,4
108,0
33,4
13,8
98,2
24,4
Max.
21,88
22,5
7,7
20,1
21,4
7,88
56,0
11,4
3,5
26,3
9,2
Mi.
3,29
4,2
0,3
10,6
17,5
3,76
26,6
7,7
4,4
19,1
5,8
Ei.
Annexe tab. 3 : Ratios de paramètres globaux de la pollution des eaux des l’estuaire du bas Loukkos.
DCO/ DBO5
MES/DBO5
MO (mg/l)
Paramètre
DBO5/DCO
Moyenne
0,36
2,86
6,08
14,90
Annexe tab. 4 : Evolution spatio-temporelle des paramètres physico-chimiques de l’eau de l’estuaire du bas
Loukkos (MH et MB).
MH et MB ACP
T°a
T°e
pH
Sa
Ce
OD
MS
CO
NO
DC
DB
mars-06
mai-06
juil-06
sept-06
nov-06
S1
21,9
21,5
7,6
6
0,664
5,22
100
9,5
0,38
21,3
2,29
S2
21,7
21,7
7,25
11,2
10,6
4
54
11,3
5,7
30,5
7,01
S3
24,5
23,3
7,1
15,5
18,9
3,5
60
9,2
6
28,9
24,4
S4
20,9
21,1
7,02
22,2
25,1
2,5
68
4,25
11,8
32
6,08
S5
20,1
19,2
7,5
33,91
40,1
3,8
19,3
18,9
13,2
26
23,5
S1
22
24,7
7,92
4,1
0,593
3,86
31,2
9,84
0,95
12
10,7
S2
22,8
24
7,51
9,9
7,4
3,62
40,9
12,14
1,27
17,01
11,3
S3
26,9
26,6
7,3
12,5
17,14
3,6
63,2
15,3
1,49
91,9
4,4
S4
24,2
24,2
7,65
24,6
20,8
4,2
75
19,4
1,3
41,2
3,1
S5
21,5
22,5
7,97
32,87
38,6
2,95
67,1
26,72
1,1
46,7
2,8
S1
26,4
28,3
7,94
6,2
0,781
2,17
98,4
7,8
2,3
19,4
13,1
S2
26,8
29,7
7,88
8,2
10,8
4,2
85,4
10,2
1,2
12,2
16,9
S3
26,2
28,9
7,8
26,2
13,96
4,5
40,3
15,4
1,05
10,5
16,1
S4
25,4
27,5
7,78
28,7
41,9
5,3
35,1
24,6
2,5
9,7
11,5
S5
24,7
27
7,4
34,52
45
4,7
29,4
29,5
0,91
17,5
13,9
S1
24
25,3
7,41
2,6
0,852
5,2
65,3
10,5
0,95
38,4
11,05
S2
25,5
26
7,79
11,3
5,1
7,5
43,2
5,4
0,84
19,5
9,68
S3
25
27,4
7,77
27,1
18,89
11
31,4
3,1
0,3
14,1
7,19
S4
22,6
24,7
7,99
29,5
24,3
12,16
29,1
7,6
1,1
33,1
6,15
S5
22,4
24,2
7,91
34,65
54,7
12,33
14,3
19,41
0,9
30,4
8,13
S1
27,78
27,8
8,44
7,9
0,791
11,1
67,3
6,3
0,43
10
3,64
S2
18,9
24,3
8,52
18,5
0,795
11,6
12,85
5,2
1,74
11,6
5,68
S3
24,7
22,6
7,42
23,8
10,51
11,2
29,45
3,9
0,13
13,49
3,9
S4
19
24,4
8,3
29
13,1
12
10,56
8,3
1,68
13,47
3,64
215
janv-07
mars-07
mai-07
S5
17,3
22,6
7,98
33,4
36,4
11
22,2
6,3
0,27
17,9
3,19
S1
15,1
14,3
7,22
5,4
0,833
1,3
108
6,4
0,98
18
8,5
S2
16,8
14,8
7,45
11,3
19,4
0,2
75
8,2
1,3
27,2
11,9
S3
15,4
15,01
7,83
19,5
17,95
0,4
76
7,7
1,6
25,6
11,1
S4
17
15
8,06
22,9
37
1,2
76
5,5
7,4
28,4
7,7
S5
16,5
15,02
8,02
31,7
38,3
1,6
80
22
8,6
21
8,9
S1
19,8
19,5
8,3
7,8
0,768
8,7
35
7,6
0,45
14,6
5,99
S2
23,3
19
7,47
10,8
11,6
12,3
46,6
9,8
0,67
20,28
3,71
S3
21
20,5
7,7
17,1
13,3
13,6
50
13,3
0,89
98,2
21,1
S4
22,2
17,4
7,76
26,7
27,5
15
69
21,3
0,8
50
2,78
S5
19,5
16,2
7,94
32,5
50,4
15,4
25
33,4
0,68
42,32
20,2
S1
22,2
24
7,29
8,7
1,49
7,9
81
8,7
12,8
28
12
S2
22,2
24,5
7,37
17
27,5
7,22
86
2,8
4,8
20
12
S3
19,3
23,7
7,76
31
48,1
8,9
80
4,6
12,4
15
6
S4
21,2
22,1
7,96
34,1
52,2
8,7
82
3,7
13,8
13
5
S5
20,5
22
7,9
34,8
53,2
7,67
81
3,5
13,5
12
4
216
Annexe tab. 5 : Caractéristiques hydrologiques lors de la MH et MB.
HM+MB
Les relevés
RD-MD-JD-SD-ND-jD-rD-mD
S1
RA-MA-JA-SA-NA-jA-rR-mA
S2
RB-MB-JB-SB-NB-jB-rB-mB
S3
RG-MG-JG-SG-NG-jG-rG-mG
S4
RE-ME-JE-SE-NE-jE-rE-mE
S5
Annexe tab. 6: Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à MH.
(MH)
Station 1
Station 2
Station 3
Station 4
MH
MH
03/2006
MH
05/2006
MH
MH
07/2006
MH
MH
09/2006
MH
MH
11/2006
MH
MH
01/2007
MH
MH
03/2007
MH
05/2007
Station 5
MH
MH
MH
MH
MH
Annexe tab. 7 : Valeurs brutes des paramètres physicochimiques de l’eau étudiés lors de la MH.
MH
ACP Code T°a
T°e pH
Sa
Ce
OD
MS
CO
NO
RB
24,5 23,3 7,1
15,5
18,9
3,5
60
9,2
6
S3
RG
20,9 21,1 7,02 22,2
25,1
2,5
68
4,25 11,8
mars-06
S4
mai-06
juil-06
sept-06
nov-06
janv-07
mars-07
mai-07
DC
28,9
DB
24,4
32
6,08
S5
RE
20,1
19,2
7,5
33,91
40,1
3,8
19,3
18,9
13,2
26
23,5
S4
MG
24,2
24,2
7,65
24,6
20,8
4,2
75
19,4
1,3
41,2
3,1
S5
ME
21,5
22,5
7,97
32,87
38,6
2,95
67,1
26,72
1,1
46,7
2,8
S1
JD
26,4
28,3
7,94
6,2
0,781
2,17
98,4
7,8
2,3
19,4
13,1
S2
JA
26,8
29,7
7,88
8,2
10,8
4,2
85,4
10,2
1,2
12,2
16,9
S3
SB
25
27,4
7,77
27,1
18,89
11
31,4
3,1
0,3
14,1
7,19
S4
SG
22,6
24,7
7,99
29,5
24,3
12,16
29,1
7,6
1,1
33,1
6,15
S5
SE
22,4
24,2
7,91
34,65
54,7
12,33
14,3
19,41
0,9
30,4
8,13
S1
ND
27,78
27,8
8,44
7,9
0,791
11,1
67,3
6,3
0,43
10
3,64
S2
NA
18,9
24,3
8,52
18,5
0,795
11,6
12,85
5,2
1,74
11,6
5,68
S1
jD
15,1
14,3
7,22
5,4
0,833
1,3
108
6,4
0,98
18
8,5
S2
jA
16,8
14,8
7,45
11,3
19,4
0,2
75
8,2
1,3
27,2
11,9
S3
rB
21
20,5
7,7
17,1
13,3
13,6
50
13,3
0,89
98,2
21,1
S4
rG
22,2
17,4
7,76
26,7
27,5
15
69
21,3
0,8
50
2,78
S5
rE
19,5
16,2
7,94
32,5
50,4
15,4
25
33,4
0,68
42,32
20,2
S4
mG
21,2
22,1
7,96
34,1
52,2
8,7
82
3,7
13,8
13
5
S5
mE
22
7,9
20,5
34,8
53,2
7,67
81
3,5
13,5
Annexe tab. 8 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à MB.
(MB)
Station 1
Station 2
Station 3
Station 4
MB
MB
03/2006
MB
MB
MB
05/2006
MB
MB
07/2006
MB
MB
09/2006
MB
MB
11/2006
MB
MB
01/2007
MB
MB
03/2007
MB
MB
MB
05/2007
12
4
Station 5
MB
MB
MB
-
Annexe tab. 9 : Valeurs brutes des paramètres physicochimiques de l’eau étudiés lors de la MB.
217
MB
mars-06
mai-06
juil-06
sept-06
nov-06
janv-07
mars-07
mai-07
ACP Cod T°a
RD 21,9
S1
RA 21,7
S2
T°e
21,5
pH
7,6
Sa
6
Ce
0,664
OD
5,22
MS
100
CO
9,5
NO
0,38
DC
21,3
DB
2,29
21,7
7,25
11,2
10,6
4
54
11,3
5,7
30,5
7,01
S1
MD
22
24,7
7,92
4,1
0,593
3,86
31,2
9,84
0,95
12
10,7
S2
MA
22,8
24
7,51
9,9
7,4
3,62
40,9
12,14
1,27
17,01
11,3
S3
MB
26,9
26,6
7,3
12,5
17,14
3,6
63,2
15,3
1,49
91,9
4,4
S3
JB
26,2
28,9
7,8
26,2
13,96
4,5
40,3
15,4
1,05
10,5
16,1
S4
JG
25,4
27,5
7,78
28,7
41,9
5,3
35,1
24,6
2,5
9,7
11,5
S5
JE
24,7
27
7,4
34,52
45
4,7
29,4
29,5
0,91
17,5
13,9
S1
SD
24
25,3
7,41
2,6
0,852
5,2
65,3
10,5
0,95
38,4
11,05
S2
SA
25,5
26
7,79
11,3
5,1
7,5
43,2
5,4
0,84
19,5
9,68
S3
NB
24,7
22,6
7,42
23,8
10,51
11,2
29,45
3,9
0,13
13,49
3,9
S4
NG
19
24,4
8,3
29
13,1
12
10,56
8,3
1,68
13,47
3,64
S5
NE
27,3
22,6
7,98
33,4
36,4
11
22,2
6,3
0,27
17,9
3,19
S3
jB
15,4
15,01
7,83
19,5
17,95
0,4
76
7,7
1,6
25,6
11,1
S4
jG
17
15
8,06
22,9
37
1,2
76
5,5
7,4
28,4
7,7
S5
jE
16,5
15,02
8,02
31,7
38,3
1,6
80
22
8,6
21
8,9
S1
rD
19,8
19,5
8,3
7,8
0,768
8,7
35
7,6
0,45
14,6
5,99
S2
rA
23
19
7,47
10,8
11,6
12,3
46,6
9,8
0,67
20,28
3,71
S1
mD
22,2
24
7,29
8,7
1,49
7,9
81
8,7
12,8
28
12
S2
mA
20,3
24,5
7,37
17
27,5
7,22
86
2,8
4,8
20
12
S3
mB
19,3
23,7
7,76
31
48,1
8,9
80
4,6
12,4
15
6
Annexe tab. 10 : Les relevés hydrologiques pendant les deux cycles.
HM
JD-ND-jD
S1
GI
JA-NA-jA
S2
RB-SB-rB
GII
S3
RG-MG-SG-rG-mG
S4
GIII
RE-ME-SE-rE-mE
S5
MB
RD-MD-SD-rD-mD
RA-MA-SA-rA-mA
MB-JB-NB-jB-mB
JG-NG-jG
JE-NE-jE
Annexe tab. 11 : Valeurs brutes des paramètres hydrologiques de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque
campagne.
MH-MB ACP
T°a
T°e
pH
Sa
Ce
OD
MS
CO
NO
DC
RD
21,9
21,5
7,6
6
0,664 5,22
100
9,5
0,38 21,3
S1
mars-06
(R)
mai-06
(M)
juil-06
(J)
DB
2,29
S2
RA
21,7
21,7
7,25
11,2
10,6
4
54
11,3
5,7
30,5
7,01
S3
RB
24,5
23,3
7,1
15,5
18,9
3,5
60
9,2
6
28,9
24,4
S4
RG
20,9
21,1
7,02
22,2
25,1
2,5
68
4,25
11,8
32
6,08
S5
RE
20,1
T°a
19,2
T°e
7,5
pH
33,91
Sa
40,1
Ce
3,8
OD
19,3
MS
18,9
CO
13,2
NO
26
DC
23,5
DB
S1
MD
22
24,7
7,92
4,1
0,593
3,86
31,2
9,84
0,95
12
10,7
S2
MA
22,8
24
7,51
9,9
7,4
3,62
40,9
12,14
1,27
17,01
11,3
S3
MB
26,9
26,6
7,3
12,5
17,14
3,6
63,2
15,3
1,49
91,9
4,4
S4
MG
24,2
24,2
7,65
24,6
20,8
4,2
75
19,4
1,3
41,2
3,1
S5
ME
21,5
T°a
22,5
T°e
7,97
pH
32,87
Sa
38,6
Ce
2,95
OD
67,1
MS
26,72
CO
1,1
NO
46,7
DC
2,8
DB
S1
JD
26,4
28,3
7,94
6,2
0,781
2,17
98,4
7,8
2,3
19,4
13,1
S2
JA
26,8
29,7
7,88
8,2
10,8
4,2
85,4
10,2
1,2
12,2
16,9
S3
JB
26,2
28,9
7,8
26,2
13,96
4,5
40,3
15,4
1,05
10,5
16,1
218
sept-06
(S)
nov-06
(N)
janv-07
(j)
mars-07
(r)
mai-07
(m)
S4
JG
25,4
27,5
7,78
28,7
41,9
5,3
35,1
24,6
2,5
9,7
11,5
S5
JE
24,7
T°a
27
T°e
7,4
pH
34,52
Sa
45
Ce
4,7
OD
29,4
MS
29,5
CO
0,91
NO
17,5
DC
13,9
DB
S1
SD
24
25,3
7,41
2,6
0,852
5,2
65,3
10,5
0,95
38,4
11,05
S2
SA
25,5
26
7,79
11,3
5,1
7,5
43,2
5,4
0,84
19,5
9,68
S3
SB
25
27,4
7,77
27,1
18,89
11
31,4
3,1
0,3
14,1
7,19
S4
SG
22,6
24,7
7,99
29,5
24,3
12,16
29,1
7,6
1,1
33,1
6,15
S5
SE
22,4
T°a
24,2
T°e
7,91
pH
34,65
Sa
54,7
Ce
12,33
OD
14,3
MS
19,41
CO
0,9
NO
30,4
DC
8,13
DB
S1
ND
27,78
27,8
8,44
7,9
0,791
11,1
67,3
6,3
0,43
10
3,64
S2
NA
18,9
24,3
8,52
18,5
0,795
11,6
12,85
5,2
1,74
11,6
5,68
S3
NB
24,7
22,6
7,42
23,8
10,51
11,2
29,45
3,9
0,13
13,49
3,9
S4
NG
19
24,4
8,3
29
13,1
12
10,56
8,3
1,68
13,47
3,64
S5
NE
17,3
T°a
22,6
T°e
7,98
pH
33,4
Sa
36,4
Ce
11
OD
22,2
MS
6,3
CO
0,27
NO
17,9
DC
3,19
DB
S1
JD
15,1
14,3
7,22
5,4
0,833
1,3
108
6,4
0,98
18
8,5
S2
jA
16,8
14,8
7,45
11,3
19,4
0,2
75
8,2
1,3
27,2
11,9
S3
jB
15,4
15,01
7,83
19,5
17,95
0,4
76
7,7
1,6
25,6
11,1
S4
jG
17
15
8,06
22,9
37
1,2
76
5,5
7,4
28,4
7,7
S5
jE
16,5
T°a
15,02
T°e
8,02
pH
31,7
Sa
38,3
Ce
1,6
OD
80
MS
22
CO
8,6
NO
21
DC
8,9
DB
S1
rD
19,8
19,5
8,3
7,8
0,768
8,7
35
7,6
0,45
14,6
5,99
S2
rA
23,3
19
7,47
10,8
11,6
12,3
46,6
9,8
0,67
20,28
3,71
S3
rB
21
20,5
7,7
17,1
13,3
13,6
50
13,3
0,89
98,2
21,1
S4
rG
22,2
17,4
7,76
26,7
27,5
15
69
21,3
0,8
50
2,78
S5
rE
19,5
T°a
16,2
T°e
7,94
pH
32,5
Sa
50,4
Ce
15,4
OD
25
MS
33,4
CO
0,68
NO
42,32
DC
20,2
DB
S1
mD
22,2
24
7,29
8,7
1,49
7,9
81
8,7
12,8
28
12
S2
mA
22,2
24,5
7,37
17
27,5
7,22
86
2,8
4,8
20
12
S3
mB
19,3
23,7
7,76
31
48,1
8,9
80
4,6
12,4
15
6
S4
mG
21,2
22,1
7,96
34,1
52,2
8,7
82
3,7
13,8
13
5
S5
mE
20,5
22
7,9
34,8
53,2
7,67
81
3,5
13,5
12
4
219
2- Contamination métallique des sédiments
Annexe tab. 12 : Teneurs en métaux des différents échantillons de sédiments de différentes stations exprimées en
µg/g du poids sec sauf Fe en mg/g de l’estuaire du bas Loukkos durant l’année 06/07 (n=30, moyenne±écarttype, valeurs limites).
2006/2007
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
23,46
105,2
26,1
88,75
99,4
1,37
S1
21,64
140,4
15,6
67
80,1
0,93
S2
36,69
110,6
28,5
2,1
119,8
0,98
11/03/2006
S3
15,66
108,7
25,4
100,6
110,5
2,49
S4
40,57
102,7
26,6
3,6
123,9
1,31
S5
39,82
159,9
20,89
93,6
89,9
0,35
S1
36,06
154,6
23,5
78,4
93,4
2,57
S2
17,96
98,69
12,98
92,9
75,4
1,98
06/05/2006
S3
37,91
102,8
18,9
111,7
101,5
3,4
S4
33
106,8
13,8
113,1
112,4
2,22
S5
37,96
111
29,8
99,87
103,5
2,3
S1
40,28
119
24,67
49,1
95,96
1,99
S2
22,15
113,6
26,1
9,7
89,01
2,89
S3
26/07/2006
35,31
93,7
22,3
102,3
122,1
1,34
S4
27,37
112,1
27,6
112,8
124,3
3,1
S1
15,69
114,97
2,04
22,64
8,87
1,252
S2
S3
S4
S5
S1
S2
S3
S4
S5
S1
S2
S3
S4
S5
22,31
12,22
32,1
13,83
25,31
29,41
19,49
26,51
31,4
28,9
21,4
29,91
12,2
29,57
132,5
121,4
111,2
98,9
132,45
119,11
100,1
98,4
110,15
152,65
115,2
114,29
97,2
104,2
5,05
4,76
10,62
12,5
3,36
7,41
2,31
15,97
28,4
5,61
8,03
6,4
21,23
29,3
20,57
9,05
30,28
8,27
71,4
66,43
7,41
76,12
16,15
44,52
23,21
10,11
78,41
21,4
4,41
5,59
13,51
5,66
17,4
14,29
1,2
120,35
25,57
66,4
90,96
5,26
115,47
41,96
0,915
0,541
0,277
0,131
0,095
0,091
0,071
0,015
0,241
0,127
0,065
0,056
0,202
0,099
S5
11/03/2007
06/05/2007
26/07/2007
Annexe tab. 13 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons des sédiments (MH).
(MH)
Station 1
Station 2
Station 3
Station 4
MH
MH
mars-06
MH
mai-06
MH
MH
juil-06
MH
MH
mars-07
MH
mai-07
MH
MH
juil-07
Station 5
MH
MH
MH
MH
220
Annexe tab. 14 : Teneurs des ETM dans les sédiments à MH.
Sed/06-07
MH
Fe
Zn
S3
36,69
110,6
S4
15,66
108,7
mars-2006
S5
40,57
102,7
S4
37,91
102,8
mai-2006
S5
33
106,8
juil-2006
mars-2007
mai-2007
juil-2006
Cu
28,5
25,4
26,6
18,9
Cr
2,1
100,6
3,6
111,7
Pb
119,8
110,5
123,9
101,5
Cd
0,98
2,49
1,31
3,4
13,8
113,1
112,4
2,22
S1
37,96
111
29,8
99,87
103,5
2,3
S2
40,28
119
24,67
49,1
95,96
1,99
S3
12,22
121,4
4,76
9,05
5,59
0,541
S4
32,1
111,2
10,62
30,28
13,51
0,277
S5
13,83
98,9
12,5
8,27
5,66
0,131
S4
26,51
98,4
15,97
76,12
120,35
0,015
S5
31,4
110,15
28,4
16,15
25,57
0,241
S1
28,9
152,65
5,61
44,52
66,4
0,127
S2
21,4
115,2
8,03
23,21
90,96
0,065
Annexe tab. 15 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons des sédiments à MB.
(MB)
Station 1
Station 2
Station 3
Station 4
MB
MB
mars-06
MB
MB
MB
mai-06
MB
MB
juil-06
MB
MB
mars-07
MB
MB
MB
mai-07
MB
MB
juil-07
Annexe tab. 16 : Teneurs des ETM dans les sédiments à MB.
Sed/06-07
MB
Fe
Zn
Cu
mars-2006
mai-2006
juil-2006
mars-2007
mai-2007
juil-2007
Station 5
MB
MB
Cr
Pb
Cd
S1
23,46
105,2
26,1
88,75
99,4
1,37
S2
21,64
140,4
15,6
67
80,1
0,93
S1
S2
S3
S3
39,82
36,06
17,96
22,15
159,9
154,6
98,69
113,6
20,89
23,5
12,98
26,1
93,6
78,4
92,9
9,7
89,9
93,4
75,4
89,01
0,35
2,57
1,98
2,89
S4
35,31
93,7
22,3
102,3
122,1
1,34
S5
27,37
112,1
27,6
112,8
124,3
3,1
S1
15,69
114,97
2,04
22,64
8,87
1,252
S2
22,31
132,5
5,05
20,57
4,41
0,915
S1
25,31
132,45
3,36
71,4
17,4
0,095
S2
29,41
119,11
7,41
66,43
14,29
0,091
S3
19,49
100,1
2,31
7,41
1,2
0,071
S3
29,91
114,29
6,4
10,11
5,26
0,056
S4
12,2
97,2
21,23
78,41
115,47
0,202
S5
29,57
104,2
29,3
21,4
41,96
0,099
221
Annexe tab. 17 : Valeurs brutes des ETM mesurées dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque
campagne exprimés en µg/g du poids sec sauf Fe en mg/g durant les deux cycles de marées (MH/MB).
MH/MB
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
23,46
105,2
26,1
88,75
99,4
1,37
S1
21,64
140,4
15,6
67
80,1
0,93
S2
36,69
110,6
28,5
2,1
119,8
0,98
mars-06
S3
15,66
108,7
25,4
100,6
110,5
2,49
S4
40,57
102,7
26,6
3,6
123,9
1,31
S5
39,82
159,9
20,89
93,6
89,9
0,35
S1
36,06
154,6
23,5
78,4
93,4
2,57
S2
17,96
98,69
12,98
92,9
75,4
1,98
mai-06
S3
37,91
102,8
18,9
111,7
101,5
3,4
S4
33
106,8
13,8
113,1
112,4
2,22
S5
37,96
111
29,8
99,87
103,5
2,3
S1
40,28
119
24,67
49,1
95,96
1,99
S2
22,15
113,6
26,1
9,7
89,01
2,89
S3
juill-06
35,31
93,7
22,3
102,3
122,1
1,34
S4
mars-07
mai-07
juill-07
S5
27,37
112,1
27,6
112,8
124,3
3,1
S1
15,69
114,97
2,04
22,64
8,87
1,252
S2
S3
S4
S5
S1
S2
S3
S4
S5
S1
S2
S3
S4
S5
22,31
12,22
32,1
13,83
25,31
29,41
19,49
26,51
31,4
28,9
21,4
29,91
12,2
29,57
132,5
121,4
111,2
98,9
132,45
119,11
100,1
98,4
110,15
152,65
115,2
114,29
97,2
104,2
5,05
4,76
10,62
12,5
3,36
7,41
2,31
15,97
28,4
5,61
8,03
6,4
21,23
29,3
20,57
9,05
30,28
8,27
71,4
66,43
7,41
76,12
16,15
44,52
23,21
10,11
78,41
21,4
4,41
5,59
13,51
5,66
17,4
14,29
1,2
120,35
25,57
66,4
90,96
5,26
115,47
41,96
0,915
0,541
0,277
0,131
0,095
0,091
0,071
0,015
0,241
0,127
0,065
0,056
0,202
0,099
3- Contamination métallique des eaux
Annexe tab. 18 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à MH.
(MH)
Station 1
Station 2
Station 3
Station 4
MH
MH
mars-06
MH
mai-06
MH
MH
juil-06
MH
MH
mars-07
MH
mai-07
MH
MH
juil-07
Station 5
MH
MH
MH
MH
222
Annexe tab. 19 : Teneurs des ETM dans les eaux à MH.
MH
ACP
Code
Fe
0,027
S3
BR6
Zn
0,013
Cu
2,86
Cr
5
Pb
0,15
Cd
0,04
mars-06
mai-06
juil-06
mars-07
mai-07
juil-07
S4
GR6
0,032
0,008
4,19
3
0,13
0,03
S5
ER6
0,018
0,012
2,03
4
0,14
0,05
S4
GM6
0,027
0,014
4,78
4
0,15
0,05
S5
EM6
0,017
0,012
1,46
5
0,12
0,03
S1
DJ6
0,029
0,078
2,56
7
0,22
0,17
S2
AJ6
0,038
0,030
0,88
5
0,24
0,09
S3
BR7
0,010
0,022
3,29
5
0,16
0,08
S4
GR7
0,015
0,052
5,48
3
0,13
0,06
S5
ER7
0,011
0,028
3,88
4
0,10
0,13
S4
GM7
0,015
0,040
3,55
2
0,12
0,05
S5
EM7
0,010
0,053
2,26
3
0,10
0,11
S1
DJ7
0,046
0,035
0,78
4
0,34
0,04
S2
AJ7
0,097
0,046
0,56
3
0,54
0,02
Annexe tab. 20 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à MB.
(MB)
Station 1
Station 2
Station 3
Station 4
MB
MB
mars-06
MB
MB
MB
mai-06
MB
MB
juil-06
MB
MB
mars-07
MB
MB
MB
mai-07
MB
MB
juil-07
Station 5
MB
MB
Annexe tab. 21 : Teneurs des ETM dans les eaux à MB.
MB
ACP
Code
Fe
S1
DR6
0,075
mars-06
S2
AR6
0,08
Zn
0,009
Cu
2,89
Cr
7
Pb
0,16
Cd
0,05
0,010
1,40
8
0,16
0,02
S1
DM6
0,036
0,003
3,45
6
0,24
0,06
S2
AM6
0,019
0,015
2,04
8
0,20
0,06
S3
BM6
0,038
0,011
3,46
7
0,22
0,04
mai-06
juil-06
mars-07
mai-07
juil-07
S3
BJ6
0,085
0,041
1,57
9
0,44
0,24
S4
GJ6
0,041
0,026
2,46
6
0,19
0,39
S5
EJ6
0,012
0,062
4,76
8
0,15
0,20
S1
DR7
0,047
0,030
3,15
8
0,17
0,15
S2
AR7
0,029
0,060
0,09
6
0,17
0,09
S1
DM7
0,031
0,061
2,60
5
0,15
0,10
S2
AM7
0,024
0,058
0,11
6
0,18
0,09
S3
BM7
0,013
0,034
1,93
5
0,11
0,07
S3
BJ7
0,058
0,017
1,41
1
0,18
0,01
S4
GJ7
0,029
0,052
3,56
2
0,28
0,05
S5
EJ7
0,052
0,070
3,01
5
0,41
0,06
223
Annexe tab. 22 : Les valeurs brutes des ETM mesurées dans l’eau de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque
campagne (n=30) exprimée en (µg/l) durant les deux cycles de marées (MH/MB).
MH/MB
Code
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
0,075
0,009
2,89
7
0,16
0,05
S1 DR6
0,08
0,010
1,40
8
0,16
0,02
S2 AR6
0,027
0,013
2,86
5
0,15
0,04
mars-06
S3 BR6
0,032
0,008
4,19
3
0,13
0,03
S4 GR6
0,018
0,012
2,03
4
0,14
0,05
S5 ER6
0,036
0,003
3,45
6
0,24
0,06
S1 DM6
0,019
0,015
2,04
8
0,20
0,06
S2 AM6
0,038
0,011
3,46
7
0,22
0,04
mai-06
S3 BM6
0,027
0,014
4,78
4
0,15
0,05
S4 GM6
0,017
0,012
1,46
5
0,12
0,03
S5 EM6
0,029
0,078
2,56
7
0,22
0,17
S1 DJ6
0,038
0,030
0,88
5
0,24
0,09
S2 AJ6
0,085
0,041
1,57
9
0,44
0,24
juill-06
S3 BJ6
0,041
0,026
2,46
6
0,19
0,39
S4 GJ6
0,012
0,062
4,76
8
0,15
0,20
S5 EJ6
0,047
0,030
3,15
8
0,17
0,15
S1 DR7
0,029
0,060
0,09
6
0,17
0,09
S2 AR7
0,010
0,022
3,29
5
0,16
0,08
mars-07
S3 BR7
0,015
0,052
5,48
3
0,13
0,06
S4 GR7
0,011
0,028
3,88
4
0,10
0,13
S5 ER7
0,031
0,061
2,60
5
0,15
0,10
S1 DM7
0,024
0,058
0,11
6
0,18
0,09
S2 AM7
0,013
0,034
1,93
5
0,11
0,07
mai-07
S3 BM7
0,015
0,040
3,55
2
0,12
0,05
S4 GM7
0,010
0,053
2,26
3
0,10
0,11
S5 EM7
0,046
0,035
0,78
4
0,34
0,04
S1 DJ7
0,097
0,046
0,56
3
0,54
0,02
S2 AJ7
0,058
0,017
1,41
1
0,18
0,01
juill-07
S3 BJ7
0,029
0,052
3,56
2
0,28
0,05
S4 GJ7
0,052
0,070
3,01
5
0,41
0,06
S5 EJ7
4- Contamination métallique des poissons
Annexe tab. 23 : Teneurs brutes des ETM chez Pagellus acarne (n=30) exprimés en µg/g du poids frais.
PA
S4
(n=4)
nov-06
(n=8)
S5
(n=4)
janv-07
(n=7)
S4
(n=4)
S5
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
B
69,62
46,87
24,07
0,076
0,31
0,09
F
113,76
41,37
14,67
1,79
0,41
0,02
M
50,73
14,255
10,55
0,015
0,079
0,013
B
52,41
64,73
33,37
0,067
0,11
0,045
F
85,89
27,27
16,73
0,12
0,24
0,03
M
26,24
7,698
6,342
0,008
0,0212
0,01
B
87,11
64,23
34,5
0,012
0,5
0,079
F
76,59
43,45
22,194
0,95
0,73
0,02
M
33,95
17,23
17,29
0,03
0,099
0,02
B
47,71
33,58
26,31
0,05
0,21
0,053
224
(n=3)
S4
(n=3)
mars-07
(n=7)
S5
(n=4)
S4
(n=4)
mai-07
(n=8)
S5
(n=4)
F
84,22
37,95
18,387
0,79
0,5
0,022
M
24,86
21,2
13,25
0,01
0,085
0,014
B
87,01
82
39,82
0,016
1
0,09
F
87,06
63,01
40
0,99
0,47
0,019
M
39,03
28,01
25,15
0,1
0,03
0,009
B
93,02
72,43
31,56
0,005
0,82
0,091
F
47,02
39,01
37
0,79
0,2
0,009
M
35,98
22,02
21,65
0,04
0,01
0,005
B
111,01
95,231
87,36
0,12
1,2
0,11
F
70
76,19
66,45
1,2
0,56
0,03
M
33
44,25
26,31
0,03
0,02
0,02
B
91,8
88,465
73,23
0,06
0,58
0,09
F
50,8
56,11
54,36
0,62
0,3
0,02
M
28
38,23
20,12
0,05
0,01
0,01
Annexe tab. 23 : L’ACP chez Pagellus acarne (suite).
Cies
Organes
Fe
Zn
02/11/2006
14/01/2007
12/03/2007
31/05/2007
Cu
Cr
Pb
Cd
B
61,01
55,8
28,72
0,07
0,21
0,065
F
98,83
34,32
15,68
0,97
0,32
0,024
M
38,04
10,98
8,45
0,01
0,05
0,011
B
67,41
48,9
30,4
0,03
0,35
0,066
F
80,4
40,7
20,29
0,87
0,61
0,021
M
29,4
19,21
15,27
0,02
0,09
0,017
B
90,01
77,21
35,7
0,01
0,91
0,09
F
67,04
51,01
38,49
0,89
0,33
0,019
M
37,5
25,01
23,4
0,07
0,02
0,007
B
101,4
91,85
80,29
0,09
0,89
0,1
F
60,4
66,15
60,4
0,91
0,43
0,026
M
30,49
41,23
23,21
0,04
0,01
0,013
Annexe tab. 24 : Teneurs brutes des ETM chez Sardina pilchardus (n=30) exprimés en µg/g du poids frais.
SP
S4
(n=4)
nov-06
(n=8)
S5
(n=4)
janv-07
(n=7)
S4
(n=4)
S5
(n=3)
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
B
75,02
20,85
16,44
0,91
0,92
0,052
F
65,12
12,16
30,46
0,12
0,14
0,083
M
53,4
25,37
21,13
0,1
0,65
0,012
B
59,89
29,1
12,24
0,73
0,53
0,013
F
56,51
9,14
28,46
0,09
0,2
0,026
M
37,81
21,79
14,92
0,14
0,43
0,01
B
89,51
79
14
0,8
0,05
0,061
F
49,69
68,4
36,28
0,17
0,13
0,019
M
67,96
72
12,94
0,1
1,16
0,009
B
71,11
68
10
0,43
0,13
0,017
F
61,23
58,43
28,45
0,13
0,1
0,005
225
S4
(n=3)
mars-07
(n=7)
S5
(n=4)
S4
(n=4)
mai-07
(n=8)
S5
(n=4)
M
54,85
68,02
21,01
0,1
0,02
0,01
B
100,19
33,12
20,21
0,93
0,92
0,08
F
80,62
25,05
38,12
0,13
0,09
0,1
M
70,23
45,12
16,02
0,12
0,6
0,009
B
88,6
27,1
14,23
0,989
0,58
0,04
F
70,19
19,02
35,21
0,05
0,089
0,08
M
62,68
25,16
12,32
0,1
0,42
0,015
B
112,02
80,12
22,7
0,9
1,22
0,3
F
880,4
55,23
33,02
0,2
0,164
0,09
M
80,23
24,24
33,21
0,099
0,97
0,53
B
88,3
76,13
18,21
0,89
0,75
0,1
F
74
47,03
29
0,18
0,22
0,02
M
70,35
16,44
21,8
0,058
0,2
0,1
Annexe tab. 24 : L’ACP chez Sardina pilchardus (suite).
Cies
Organes
Fe
Zn
02/11/2006
14/01/2007
12/03/2007
31/05/2007
Cu
Cr
Pb
Cd
B
67,45
24,97
14,34
0,82
0,72
0,032
F
60,81
10,65
29,39
0,1
0,17
0,054
M
45,6
23,58
18,02
0,12
0,54
0,01
B
80,31
73,5
12
0,61
0,09
0,039
F
55,45
63,41
32,35
0,15
0,11
0,012
M
61,4
70,01
16,98
0,1
0,59
0,009
B
94,39
30,11
17,2
0,95
0,75
0,059
F
76,4
22,03
36,7
0,09
0,09
0,091
M
66,45
35,14
14,2
0,11
0,51
0,012
B
100,02
78,12
20,45
0,9
0,98
0,2
F
81,02
51,13
31,01
0,19
0,19
0,056
M
75,3
20,35
27,5
0,08
0,58
0,31
Annexe tab. 25 : Teneurs brutes des ETM chez Diplodus vulgaris (n=30) exprimés en µg/g du poids frais.
DV
S4
(n=4)
nov-06
(n=8)
S5
(n=4)
janv-07
(n=7)
S4
(n=4)
S5
(n=3)
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
B
76,83
48,01
33,21
0,06
0,02
0,006
F
40,35
74,23
29,3
0,9
1,14
0,005
M
29,02
33,15
32,45
0,178
0,053
0,002
B
70,56
36,04
29,44
0,035
0,011
0,001
F
34,91
67,34
40,54
0,8
1,11
0,0123
M
21,03
29,65
32,02
0,125
0,01
0,013
B
80,96
54,23
17,32
0,003
0,23
0,001
F
38,03
72,65
34,48
0,45
0,956
0,017
M
18,42
26,05
28,43
0,15
1,2
0,002
B
100,73
50,12
23,48
0,02
0,6
0,016
F
42,01
78,15
38,91
0,84
1,1
0,019
226
S4
(n=3)
mars-07
(n=7)
S5
(n=4)
S4
(n=4)
mai-07
(n=8)
S5
(n=4)
M
28,06
34,75
22
0,21
0,63
0,001
B
96,23
57,66
31
0,25
0,034
0,01
F
29,41
57,02
40,23
0,92
1,9
0,02
M
27,03
30,54
22
0,9
0,9
0,01
B
104
79,68
38
0,15
0,015
0,011
F
33
45,05
48,8
0,7
0,09
0,018
M
31,78
28,24
18,06
0,39
0,53
0,011
B
86,24
53,69
44,86
0,122
0,19
0,12
F
17,42
53,69
29,63
0,03
0,032
0,015
M
35,65
54,06
51,32
0,91
0,456
0,016
B
96,56
39,22
55,19
0,069
0,2
0,1
F
25,47
39,22
18,08
0,035
0,012
0,017
M
55,18
40,05
39,68
0,32
0,86
0,024
Annexe tab. 25 : L’ACP chez Diplodus vulgaris (suite).
02/11/2006
14/01/2007
12/03/2007
31/05/2007
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
B
73,73
42,03
31,32
0,05
0,15
0,003
F
37,63
70,78
34,92
0,85
1,12
0,009
M
25,02
31,4
27,23
0,15
0,31
0,007
B
90,84
52,2
20,4
0,01
0,41
0,008
F
40,02
75,4
36,7
0,65
1,02
0,018
M
23,24
30,4
25,21
0,18
0,91
0,001
B
100,11
68,67
34,5
0,19
0,25
0,101
F
31,2
51,03
44,51
0,81
1
0,019
M
29,4
29,4
20,03
0,64
0,71
0,01
B
91,4
79,4
50,02
0,95
0,19
0,11
F
30,01
91,89
20,42
0,91
1,12
0,011
M
45,41
47,5
45,5
0,61
0,65
0,02
Annexe tab. 26 : Teneurs brutes des ETM chez Liza ramada (n=60) exprimés en µg/g du poids frais.
LR
S1
(n=3)
S2
(n=3)
nov-06
(n=15)
S3
(n=3)
S4
(n=3)
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
B
25,479
33,87
4,4697
0,3762
0,75
0,0294
F
23,666
27,58
14,945
0,3
0,26
0,012
M
18,59
12,9
4,956
0,14
0,23
0,004
B
26,698
29,57
5,4584
0,3679
0,25
0,045
F
23,483
22,45
13,585
0,2
0,53
0,013
M
19,96
11,07
8,34
0,01
0,25
0,007
B
28,849
23,677
9,0454
0,2678
0,241
0,032
F
37,491
30,56
13,929
0,6
0,43
0,0121
M
15,74
10,02
7,54
0,11
0,22
0,005
B
20,956
22,693
8,2678
0,3982
0,086
0,026
F
35,897
28,25
15,469
0,7
0,32
0,014
M
25,94
9,43
5,58
0,12
0,18
0,007
227
S5
(n=3)
S1
(n=3)
S2
(n=3)
janv-07
(n=15)
S3
(n=3)
S4
(n=3)
S5
(n=3)
S1
(n=3)
S2
(n=3)
mars-07
(n=15)
S3
(n=3)
S4
(n=3)
S5
(n=3)
S1
(n=3)
mai-07
(n=15)
S2
(n=3)
S3
B
19,484
27,977
7,8851
0,0987
0,278
0,016
F
36,859
19,34
11,698
0,7
0,31
0,015
M
21,26
8,13
6,31
0,13
0,13
0,007
B
28,993
18,472
7,984
0,209
0,459
0,0249
F
56,123
26,13
21,849
0,619
0,305
0,013
M
26,689
18,05
8,84
0,065
0,086
0,0068
B
20,493
28,293
5,47
0,247
0,384
0,0399
F
34,265
37,31
16,489
0,675
0,335
0,012
M
34,17
17,85
10,42
0,032
0,093
0,0056
B
18,8666
16,312
9,02
0,189
0,329
0,0268
F
44,753
35,53
20,178
0,799
0,253
0,009
M
36,897
19,51
9,034
0,051
0,109
0,0014
B
16,824
39,894
12,92
0,194
0,294
0,0196
F
40,225
32,18
21,796
0,986
0,164
0,009
M
18,797
11,63
3,463
0,119
0,192
0,00269
B
24,874
43,095
11,89
0,192
0,282
0,0195
F
32,095
25,19
14,986
0,989
0,22
0,01
M
34,898
9,98
4,035
0,189
0,139
0,0297
B
30,89
36,3
12,78
0,298
0,349
0,058
F
36,89
33,79
35,58
0,453
0,128
0,089
M
36,24
19,87
11,01
0,089
0,09
0,04
B
28,46
46,21
13,53
0,298
0,387
0,054
F
37,25
38,45
41,34
0,562
0,179
0,089
M
54,68
18,68
9,11
0,015
0,16
0,01
B
26,15
45,3
15,98
0,288
0,269
0,037
F
50,64
46,77
34,27
0,651
0,186
0,092
M
35,69
25,64
13,67
0,19
0,11
0,05
B
22,58
41,31
9,6
0,289
0,468
0,038
F
89,65
32
16,64
0,765
0,195
0,089
M
25,62
33,35
10,02
0,1
0,12
0,03
B
42,59
33,4
8,45
0,278
0,538
0,039
F
84,11
36
28,19
0,862
0,09
0,098
M
52,83
28,98
6,38
0,16
0,14
0,01
B
52,95
67,38
22,37
0,59
0,485
0,1
F
60,51
54
29,26
0,523
0,356
0,0697
M
54,95
47,01
15,98
0,199
0,111
0,065
B
50,72
71,29
23,02
0,43
0,486
0,11
F
78,98
64
34,22
0,629
0,329
0,0395
M
44,621
49,05
12,16
0,198
0,112
0,019
B
36,53
46,29
18,94
0,36
0,385
0,08
228
(n=3)
S4
(n=3)
S5
(n=3)
F
70,65
41
49,32
0,875
0,198
0,0882
M
46,328
42,11
20,85
0,299
0,121
0,069
B
33,75
54,18
12,65
0,85
0,295
0,09
F
43,96
39,8
36,62
0,998
0,196
0,1295
M
55,628
35,09
25,61
0,385
0,108
0,098
B
30,98
64,25
25,61
0,72
0,298
0,07
F
49,41
51,28
25,95
0,968
0,299
0,1239
M
49,52
37,19
14,89
0,369
0,089
0,099
Annexe tab. 26 : L’ACP chez Liza ramada (suite).
Fe
Zn
02/11/2006
14/01/2007
12/03/2007
31/05/2007
Cu
Cr
Pb
Cd
B
24,29
27,57
7,02
0,3
0,32
0,029
F
31,47
25,62
13,93
0,5
0,37
0,013
M
20,29
10,3
6,54
0,1
0,2
0,006
B
22,01
29,21
9,45
0,21
0,35
0,039
F
41,5
31,25
19,05
0,81
0,25
0,01
M
30,29
15,4
7,15
0,09
0,12
0,009
B
30,13
40,5
12,07
0,29
0,4
0,045
F
59,7
37,4
31,2
0,65
0,15
0,09
M
41,01
25,3
10,03
0,11
0,12
0,021
B
40,98
60,67
20,51
0,59
0,39
0,099
F
60,7
50,01
35,07
0,79
0,27
0,09
M
50,2
42,09
17,89
0,29
0,1
0,071
Annexe tab. 27 : Teneurs brutes des ETM chez Barbus callensis (n=40) exprimés en µg/g du poids frais.
BC
S1
(n=2)
S2
(n=2)
nov-06
(n=10)
S3
(n=2)
S4
(n=2)
S5
(n=2)
janv-07
S1
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
B1
35,29
100,4
8,78
0,08
0,22
0,024
F1
10,16
27,96
18,93
0,12
0,978
0,165
M1
19,44
11,49
14,81
0,18
0,087
0,071
B2
33,52
94,4
14,78
0,15
0,82
0,024
F2
7,6
23,28
38,62
0,29
0,497
0,194
M2
12,37
9,67
34,91
0,078
0,098
0,025
B3
24,61
72,4
6,78
0,11
0,92
0,024
F3
24,41
17,96
35,74
0,129
0,585
0,088
M3
9,79
4,43
26,81
0,073
0,078
0,043
B4
14,53
62,4
10,78
0,13
0,42
0,024
F4
27,76
32,76
24,23
0,24
0,793
0,07
M4
8,449
14,46
24,75
0,046
0,099
0,018
B5
10,73
32,42
12,78
0,1
0,22
0,024
F5
13,39
21,86
23,69
0,322
0,489
0,196
M5
12,19
12,13
22,816
0,069
0,09
0,025
B1
38,93
101,96
18,51
0,239
0,89
0,12
229
(n=10)
(n=2)
S2
(n=2)
S3
(n=2)
S4
(n=2)
S5
(n=2)
S1
(n=2)
S2
(n=2)
mars-07
(n=10)
S3
(n=2)
S4
(n=2)
S5
(n=2)
S1
(n=2)
mai-07
(n=10)
S2
(n=2)
S3
(n=2)
S4
(n=2)
F1
42,949
90,94
27,49
0,43
0,79
0,25
M1
45,48
29,49
25,25
0,019
0,023
0,012
B2
37,28
51,92
12,4
0,12
0,769
0,09
F2
41,9728
85,099
30,2
0,19
0,52
0,21
M2
17,42
53,69
29,63
0,03
0,032
0,015
B3
45,12
72,78
14,52
0,22
0,84
0,087
F3
25,858
90,23
36,4
0,23
0,47
0,18
M3
25,47
39,22
18,08
0,035
0,012
0,017
B4
48,83
81,92
10,57
0,219
0,438
0,079
F4
16,14
100,59
27,4
0,12
0,51
0,14
M4
35,89
35,44
20,39
0,06
0,021
0,016
B5
59,9
100,93
16,5
0,157
0,62
0,079
F5
28,01
57,78
30,51
0,21
0,69
0,19
M5
52,83
39,13
23,93
0,01
0,024
0,012
B1
43,39
114,54
23,75
0,193
0,992
0,808
F1
34,99
35,51
34,89
0,45
0,57
0,083
M1
21,784
19,464
16,475
0,111
0,092
0,01
B2
49,57
116,35
15,67
0,149
0,461
0,785
F2
45,93
69,05
49,9
0,24
0,89
0,15
M2
18,304
26,554
18,465
0,112
0,012
0,01
B3
20,99
76,42
17,83
0,146
0,733
0,925
F3
20,92
84,01
27,26
0,45
0,45
0,16
M3
22,893
17,445
25,325
0,097
0,089
0,021
B4
14,525
67,99
15,31
0,174
0,928
0,998
F4
30,29
27,93
33,93
0,81
0,75
0,13
M4
19,424
12,894
24,915
0,097
0,089
0,001
B5
21,49
78,94
18,96
0,198
0,897
0,975
F5
22,36
83,9
29,03
0,89
0,23
0,11
M5
24,574
25,654
22,325
0,034
0,074
0,014
B1
87,78
112,95
17,86
0,13
0,897
0,809
F1
56,893
66,34
31,95
0,609
0,605
0,14
M1
16,678
28,564
24,785
0,193
0,09
0,0228
B2
57,58
124,56
20,64
0,11
0,898
0,928
F2
45,454
67,23
34,23
0,675
0,75
0,19
M2
24,17
28,569
26,903
0,194
0,09
0,0356
B3
79,87
98,56
14,74
0,17
0,949
0,846
F3
47,826
46,31
49,32
0,829
0,943
0,12
M3
25,896
25,468
18,793
0,166
0,09
0,0463
B4
69,13
110,46
23,44
0,18
0,899
0,707
F4
56,896
42,89
39,75
0,968
0,964
0,11
230
S5
(n=2)
M4
12,798
32,559
16,641
0,177
0,09
0,0269
B5
92,88
107,891
23,89
0,19
0,789
0,915
F5
52,839
53,83
41,54
0,998
0,82
0,19
M5
22,899
36,899
14,394
0,189
0,09
0,0237
Annexe tab. 27 : L’ACP chez Barbus callensis (suite).
Fe
Zn
02/11/2006
14/01/2007
12/03/2007
31/05/2007
Cu
Cr
Pb
Cd
B
23,73
72,4
10,78
0,11
0,72
0,024
F
16,66
24,76
28,24
0,22
0,66
0,14
M
12,44
10,43
24,81
0,08
0,09
0,035
B
45,9
81,9
14,5
0,19
0,71
0,09
F
30,98
84,93
30,4
0,23
0,59
0,19
M
35,41
39,4
23,45
0,03
0,02
0,01
B
29,98
90,84
18,3
0,17
0,8
0,9
F
30,29
60,01
35,03
0,55
0,57
0,12
M
21,4
20,4
21,5
0,09
0,07
0,01
B
77,44
110,81
20,11
0,15
0,9
0,84
F
51,98
55,32
39,35
0,81
0,81
0,15
M
20,49
30,41
20,3
0,18
0,09
0,031
Annexe tab. 28 : Teneurs brutes des ETM chez Anguilla anguilla (n=225) exprimés en µg/g du poids sec.
AA
Fe
Zn
Cu
Cr
Pb
Cd
63,6
41,1
1,6
3,09
0,023
0,42
S1
54,4
37,9
2,9
3,55
0,029
0,41
S2
50,23
31
1,3
3,17
0,025
0,46
mars-06
S3
69,8
42,4
6,8
2,61
0,019
0,52
S4
63,4
39,1
0,75
2,87
0,027
0,48
S5
110,6
39,7
1,3
3,55
0,032
0,35
S1
54,1
35,3
1
2,48
0,029
0,45
S2
52,23
34,5
0,8
2,4
0,033
0,43
mai-06
S3
66
33,4
1,6
3,19
0,033
0,37
S4
97,3
40,1
0,16
2,45
0,036
0,43
S5
98,45
43,78
5,9
3,6
0,027
0,13
S1
56,98
41,67
1,9
1,7
0,043
0,43
S2
113,6
32,78
4,7
4,8
0,051
0,53
juill-06
S3
115,54
43,24
6,8
2,3
0,024
0,33
S4
123,67
35,24
5,4
4,3
0,046
0,23
S5
231
Année universitaire : 2009-12-05
numéro d’ordre : 2471
DOCTORAT SCIENCES DE L’ENVIRONNEMENT
Titre de la thèse – Hydrochimie, éléments traces métalliques et incidences
Ecotoxicologiques sur les différentes composantes d'un écosystème estuarien (bas Loukkos)
Prénom et nom :
El Morhit Mohammed
Spécialité
Toxicologie
:
RESUME
La région de Larache souffre d’un grand problème de pollution des eaux de surface. Cette pollution
prend diverses origines, domestique, agricole et industrielle. Cette dernière est beaucoup plus
menaçante car ses rejets sont chargés d’éléments organiques et toxiques, ce qui provoque des
perturbations environnementales. Les principales zones industrielles de Larache sont situées à l’aval
de l’estuaire. Alors que les principales sources de pollution agricoles proviennent des eaux de vidange
des rizières en amont.
L’étude des caractéristiques physico-chimiques (Ta et Te, pH, Sa, OD et Ce, MES, COT, NO3, DCO
et DBO5) des effluents issues des unités industrielles de l’estuaire du bas Loukkos montre, que ces
unités sont à l’origine d’importantes décharges organiques et métaux lourds. En effet, les eaux de
vidange des rizières sont à l’origine d’importantes décharges organiques entraînant de fortes
concentrations en MES et NO3, les effluents généraux présentent une salinité (conductivité) élevée,
une forte concentration en COT. Ces émissions causent des risques d’empoisonnement pour le milieu
récepteur. Elles se conjuguent par la dégradation de la qualité des eaux de l’estuaire du bas Loukkos
surtout au niveau de son tronçon aval.
L’évaluation de la concentration des métaux étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) dans les sédiments et
les eaux superficielles ont révélé la présence d’une contamination métallique généralisée, importante
en aval des points de rejets et dominé par les métaux les plus toxiques. Alors que, les différents
prélèvements des poissons (Liza ramada, Barbus callensis et Anguilla anguilla) ont été prélevés de
l'estuaire du bas Loukkos et (Pagellus acarne, Sardina pilchardus and Diplodus vulgaris) de la côte
d'atlantique nord du Maroc en 2006 et 2007. En outre, des corrélations significatives (P<0,05) entre
Cu–Cr, Cr–Pb et Cd–Fe ont été observés. Dans notre étude, les métaux lourds obtenus dans le muscle
du poisson de 6 espèces ne dépassaient pas la limite maximale de la CE, mais peuvent induire de
sérieux dysfonctionnement chez ces poissons.
Mots clés. - Estuaire ; Maroc ; Hydrologie ; Qualité ; Poissons ; Métaux Lourds ; Sédiment
232

these de doctorat

Transcription

Similar documents

La Clé du Fâ n°38 (mai 2012) - Le Fâ, site archéologique gallo

les métaux dans le bâtiment

Plantas de Potabilización dRinKinG WateR Plants

- Annales de Limnologie

Guide de référence de Kcast (Beta) pour les utilisateurs de

Dossier pédagogique pour les enseignants

Evaluation des performances du spectromètre - Infoterre

Conseil communautaire du 4 avril 2012

Aeroski-bus - Genève Aéroport