REPUBLIQUE ALGERIENNE DEMOCRATIQUE ET POPULAIRE
MINISTERE DE L’ENSEIGNEMENT SUPERIEUR ET DE LA RECHERCHE
SCIENTIFIQUE
UNIVERSITE LARBI BEN M’HIDI OUM EL BOUAGHI
FACULTE DES SCIENCES EXACTES ET SCIENCES DE LA NATURE ET DE LA VIE
DEPARTEMENT DES SCIENCES DE LA NATURE ET DE LA VIE
Hydrochimie et qualité des eaux
Cours et travaux pratiques
Proposé par : Dr. Hichem KHAMMAR
Destiné aux étudiants :
1ère année Master Ecologie des milieux naturels
Année universitaire 2018/2019
Préface
La qualité des eaux présente une préoccupation primordiale et une problématique
universelle pour la communauté scientifique et pour la population du globe terrestre qui est la
source et la cible de cette pollution, cette ressource est menacée par les différentes activités
anthropiques.
Dans ce contexte ma contribution a été élaborée pour donner des notions de base sur la chimie
des eaux naturelles dans les différents écosystèmes aquatiques
Le manuscrit a pour objectif principal de :
Permettre à l’étudiant de bien acquérir les notions de base sur la chimie des eaux
naturelles et comment faire un diagnostic général sur les eaux naturelles
Apprendre des connaissances scientifiques et techniques sur la dynamique des cycles
hydro biogéochimiques dans les différents écosystèmes aquatiques
Connaitre les différentes méthodes de dépollution et remédiation des eaux polluées
d’origines anthropiques
Avoir une bonne pratique dans le volet de l’analyse des eaux et application directes des
notions acquises dans la partie théorique à partir de l’application des différentes
techniques sur l’analyse physico-chimique et biologiques des (éléments majeurs, les
nutriments et la matière organiques dans les eaux
Table des matiéres
Première partie : Cours
Chapitre 1 : Les paramètres physico-chimiques
1. Introduction : ..............................................................................................................................1
2.Les Propriétés et la structure de l’eau : .............................................................................................1
3. L’origine des eaux potables : ...........................................................................................................2
3.1. L’eau minérale : ...........................................................................................................................2
3.2. Les eaux de source : .....................................................................................................................2
3.3. Les du robinet : ............................................................................................................................2
4. La Composition chimique des eaux souterraines : ............................................................................4
5. Les caractéristiques de l’eau potable :..............................................................................................4
5.1. Les Caractéristiques Organoleptiques : .........................................................................................4
5.1.1.La Couleur : ...............................................................................................................................4
5.1.2.L’odeur : ....................................................................................................................................5
5.1.3.La Saveur: ..................................................................................................................................6
5.2.Les caractéristiques Physico-chimiques de l’eau : ..........................................................................6
5.2.1.Les caractéristiques physiques : ..................................................................................................6
1)La Température : .............................................................................................................................6
2) Le 𝒑𝑯 : ..........................................................................................................................................7
3) La Conductivité : ............................................................................................................................8
4)Les Matières en suspension (MES): .................................................................................................8
5)La Turbidité :...................................................................................................................................9
6)L’Oxygène dissous : ........................................................................................................................9
5.2.2.Les caractéristiques chimiques : .................................................................................................9
1) La Dureté totale ou Titre hydrométrique (𝑻𝑯) :...............................................................................9
2) L’Alcalinité (𝑻𝑨 − 𝑻𝑨𝑪) : ........................................................................................................... 11
3)Le Chlorure : ................................................................................................................................. 11
4) Les Sulfate :.................................................................................................................................. 13
5) Les Nitrates : ................................................................................................................................ 13
6) Les Nitrites : ................................................................................................................................. 14
7) La DBO5 (Demande Biochimique en Oxygène) : .......................................................................... 14
Chapitre 2 : Géochimie et bio géochimie
2.1. Définition des cycles biogéochimiques ..................................................................................... 12
2.1.1. Nature et constitution : ........................................................................................................ 12
2.1.2 Changements de la structure et du fonctionnement des écosystèmes ...................................... 14
2.1.3. Changements des cycles hydobiogéochimiques.................................................................... 15
2.2 Irrigation, barrages & eutrophisation : ..................................................................................... 16
2.3 Cycles hydro biogéochimiques :................................................................................................ 18
2.3.1 Le Cycle de l'azote ............................................................................................................... 18
2.3.1.1.Les formes de l’azote présentes dans le sol ........................................................................ 18
2.3.1.2 Les flux et stock d’azote dans le sol ................................................................................... 20
2.3.2 Le Cycle du phosphore ......................................................................................................... 22
2.3.2 Le Cycle global du phosphore............................................................................................... 22
2.3.2.1 Le rôle du phosphore ......................................................................................................... 23
2.3.2.2. Le cycle du phosphore a l’échelle du globe ....................................................................... 24
2.3.2.3. Les sources anthropiques de phosphore ............................................................................. 26
2.3.2.4. Le phosphore dans les sols ................................................................................................ 29
2.3.2.5. Le phosphore dans l’eau ................................................................................................... 30
2.3.2.6 Comportement du phosphore dans l’eau............................................................................. 31
2.3.2.7 Les formes d’apports de phosphore sur les sols .................................................................. 32
2.3.2.8 Transfert du phosphore principalement pendant les crues ................................................... 34
2.3.2.9 Mode de transfert du phosphore particulaire....................................................................... 35
2.3.2.10. Mode de transfert du phosphore soluble .......................................................................... 36
2.3.3. Le Cycle du silicium ............................................................................................................ 37
2.3.3.1 Recyclage biologique du silicium en milieu continental et son impact sur la pédogenèse .... 39
2.3.3.1.1 Recyclage biologique et équilibres minéraux-solutions ................................................... 39
2.3.3.2 Bio géochimie du silicium, bilans globaux et grands cycles ................................................ 40
2.3.3.2.1. Effets à moyen et long terme des pratiques culturales sur les propriétés des sols ............. 40
2.3.3.2.3. Le silicium et la production végétale .............................................................................. 41
2.3.3.2.4. Importance agronomique du silicium ............................................................................. 41
2.3.3.2.5. Absorption racinaire du silicium .................................................................................... 41
2.3.3.2.6. Précipitation du silicium dans les tissus .......................................................................... 41
2.3.3.3.Rôles physiologiques spécifiques du silicium ..................................................................... 42
2.3.3.4.Le développement de nouveaux outils................................................................................ 42
2.3.3.4.1.Traceurs géochimiques du silicium et datations absolues ................................................. 42
2.3.3.4.2. La silice biogénique comme marqueur paléo-environnemental ....................................... 43
2.3.4. Le Cycle de la Matière organique ........................................................................................ 43
2.3.4.1. La matière organique allochtone ....................................................................................... 44
2.3.4.2. La matière organique autochtone ...................................................................................... 46
2.3.4.3. La matière organique dans les eaux : méthode d’analyse et estimation............................... 47
2.3.4.4. Les facteurs naturels contrôlant le transfert de la mod des sols vers les rivières ................. 50
2.3.4.5. Les facteurs de controle anthropiques ............................................................................... 51
Chapitre 3 : Caractérisation des eaux usées
3.1. Les retombées atmosphériques ............................................................................................... 53
3.2. Le ruissellement urbain .......................................................................................................... 56
3.2.1 Ruissellement des chaussées ............................................................................................. 56
3.2.2 Ruissellement des toitures ................................................................................................. 58
3.2.3 Ruissellement d’autres surfaces urbaines (cours, parking…) ............................................. 60
3.2.4 Le lavage de voiries ........................................................................................................... 60
3.2.5 Les eaux domestiques ........................................................................................................ 63
3.2.6 Les eaux industrielles et commerciales............................................................................... 67
Chapitre 4 : Méthodes de dépollution et remédiation des eaux polluées
4.1 L’Epuration des eaux usées : ....................................................................................................... 73
4.2. Généralités sur l’épuration :........................................................................................................ 73
4.3. Epuration des eaux usées ............................................................................................................ 73
4.3.1. Le prétraitement : .................................................................................................................... 73
4.3.2. Le traitement primaire : ........................................................................................................... 74
4.3.3. Le traitement secondaire : ........................................................................................................ 74
4.3.4. Traitement tertiaire : ................................................................................................................ 75
4.4. Les techniques intensives d’épuration ......................................................................................... 76
4.4.1. Les lits bactériens : .................................................................................................................. 76
4.4.2. Les boues activées : ................................................................................................................. 77
4.4 3. La bio filtration : ..................................................................................................................... 78
4.5. Les techniques extensives : ......................................................................................................... 79
4.5.1. Cultures libres : ....................................................................................................................... 79
4.5.1.1. Lagunage naturel : ................................................................................................................ 79
4.5.1.2. Lagunage aéré : .................................................................................................................... 79
4.6.1. L’infiltration- percolation sur sable : ........................................................................................ 80
4.6.2. Les filtres plantés à écoulement vertical : ................................................................................. 80
4.6.3. Les filtres plantés de roseaux à écoulement horizontal : ........................................................... 81
4.7. La réutilisation des eaux usées .................................................................................................... 83
4.7.1.Les principales voies de réutilisation ........................................................................................ 83
4.7.2.Le secteur agricole ................................................................................................................... 84
4.7.3Le secteur industriel .................................................................................................................. 84
4.7.4.Réutilisation pour un usage non-alimentaire ............................................................................. 84
4.7.5. Réutilisation pour un usage alimentaire (eau « potable ») ......................................................... 85
4.8. Production directe et indirecte d'eau potable à partir d'eaux usées ............................................... 85
4.8.1Production directe ..................................................................................................................... 85
4.8.2.Production indirecte ................................................................................................................. 86
Deuxième partie : Travaux pratiques
1.Les éléments majeurs ..................................................................................................................... 87
TP 01 : Dosage du titre alcalimétrique et titre alcalimétrique complet (TA & TAC) ........................... 87
TP 02 : Dosage du calcium et magnésium (Ca2+) et (Mg2+) ............................................................... 88
TP 03 : Dosage du Potassium (K) et du Sodium (Na+) ...................................................................... 89
TP 04 : Dosage des chlorures (Cl-) .................................................................................................... 91
TP 05 : Dosage des sulfates (SO42-) ................................................................................................... 92
2.Les nutriments ............................................................................................................................... 93
2.1. L’azote ....................................................................................................................................... 93
TP 06 : Dosage de l’azote ammoniacal .............................................................................................. 93
TP 07 : Dosage de l’azote nitreux (NO2-) ........................................................................................... 95
TP 08 : Dosage de l’azote nitrique (NO-3).......................................................................................... 97
TP 09 : Dosage de l'azote organique dissous et de l'azote organique particulaire ................................ 99
TP 10: Dosage de l’azote Total (Nt) ............................................................................................... 101
TP 11: Dosage du phosphore minéral dissous ................................................................................. 102
TP 12 : dosage de phosphore hydrosoluble : polyphosphate ( P2O5) ................................................. 104
TP 13 : dosage de phosphore Total ( Pt).......................................................................................... 105
2.3. Le silicium ............................................................................................................................... 107
TP 14 : Dosage du silicium dissous réactif ...................................................................................... 108
TP 15 : Dosage de la silice (SiO2) ................................................................................................... 111
3. La matière organique .................................................................................................................. 113
TP 16 : Dosage de la matière organqiue .......................................................................................... 113
TP 17 : Mesure des matières en suspension ..................................................................................... 114
TP 18: Dosage du Carbone Organique Particulaire (COP) ............................................................... 117
TP 19 : Dosage de la chlorophylle a ................................................................................................ 120
TP 20 : Mesure de la matière en suspension (MES) +résidus secs (RS) ............................................ 123
TP 21: dosage de la demande biochimique en oxygène ( DBO5) ...................................................... 124
TP 23 : dosage de la demande chimique en oxygène ( DCO) ........................................................... 126
4 – Analyses microbiologiques........................................................................................................ 126
TP 24 : Recherche et dénombrement des germes revivifia blés ........................................................ 126
TP 25. Colimétrie. Recherche et dénombrement des Coliformes en milieux liquides. ..................... 128
TP 26.1 : Colimétrie en milieu liquide : Test de présomption ........................................................... 132
TP : 26.2 Colimétrie en milieu liquide : Test de confirmation .......................................................... 133
TP 26.3 Colimétrie par filtration .................................................................................................... 134
TP 27.1 : STREPTOMETRIE ......................................................................................................... 136
TP 27.2 : Streptométrie par filtration ............................................................................................... 141
TP 28 : Recherche et dénombrement des Spores d’Anaérobies Sulfito-Réducteurs .......................... 143
TP 29.1 : Recherche de Salmonella ................................................................................................ 147
TP 29.2 Recherche de Salmonella par filtration ............................................................................... 149
TP 30 : Recherche de Vibrion cholérique ........................................................................................ 151
TP 31 : Recherche de Staphylococcus aureus par la méthode de GC………………………………..154
Refferances bibliographiques
1
PREMIERE PARTIE COURS
1. Introduction :
Le but de ce chapitre est de décrire les propriétés physico-chimiques de l’eau et les principes
qui contrôlent le comportement des constituants dissous dans les eaux souterraines.
2. Les Propriétés et la structure de l’eau :
L’eau est un composé chimique qui constitue de l’hydrogène et de l’oxygène avec la formule
de𝐻2𝑂La raison principale pour les propriétés inhabituelles de l’eau peut être discernée de la
structure des molécules de𝐻2𝑂. Les deux liaisons entre l’oxygène et les atomes d’hydrogène à
partir d’un angle de106°. Par conséquent, les deux hydrogènes sont sur la même cote de la
molécule et le cote une charge positive nette par rapport à l’autre cote, ce qui donne une
caractéristique polaire de la molécule.
● La Structure de la molécule de l’eau :
La liaison 𝑂 − 𝐻 dans la molécule d'eau 𝐻2𝑂 L’atome d'oxygène (𝑍 = 8) possède six électrons
de valence dont deux célibataires. Pour former la molécule d’eau, l'atome d'oxygène se lie à
deux atomes d'hydrogène établissant ainsi deux liaisons covalentes :
La longueur de chaque liaison est 96
𝑝𝑚. L'angle 𝐻𝑂𝐻 est égal à 106 °
environ.
Figure 1: Structure de la molécule de l’eau
2
PREMIERE PARTIE COURS
3. L’origine des eaux potables :
Il y a 3 types d’eaux : les eaux minérales, les eaux de source, et les eaux du robinet.
3.1 L’eau minérale :
Une eau minérale naturelle ne peut être que d’origine souterraine, et s’être constituée à
l’abri de tout risque de pollution. Microbiologiquement saine dès l’origine, elle n’est perturbée
par aucune contamination d’origine humaine. La principale caractéristique de l’eau minérale
naturelle réside dans sa pureté originelle qui est une exigence de la réglementation.
Les eaux minérales naturelles ont une composition physico-chimique stable qui peut
leur permettre de se voir reconnaitre des propriétés favorables à la santé humaine.
En résumé, l’eau minérale naturelle est définie réglementairement par trois critères
majeurs : absence de tout traitement ou d’addition de produits chimiques, sa pureté une
composition minérale définie, parfaitement stable et garantie.
Ses qualités thérapeutiques ont été reconnues par l’Académie Nationale de Médecine et
l’administration au public en a été autorisée par le Ministère charge de la santé.
3.2 Les eaux de source :
Les eaux de source sont comme les eaux minérales naturelles, exclusivement d’origine
souterraine, microbiologiquement saines, préservées de la pollution d’origine humaine, et aptes
à la consommation humaine sans traitement ni adjonction.
Contrairement aux eaux minérales naturelles, leur composition n’est pas
systématiquement stable. Les eaux de sources répondent aux mêmes critères de potabilité que
l’eau du robinet.
Par ailleurs, leur nom commercial n’est souvent pas spécifique à une source. Tout en
restant conforme aux règles de l’étiquetage, une même marque peut parfois recouvrir plusieurs
sources et donc avoir des compositions minérales différentes.
3.3 Les du robinet :
L’eau du robinet est une eau potable distribuée par un réseau de canalisations depuis les
zones de captage, où sont prélevées les eaux brutes, jusqu’aux utilisateurs finaux, en passant
par un centre de traitement et un ou plusieurs réservoirs.
Les eaux brutes proviennent le plus souvent de nappes phréatiques (sous- terraines) ou
d’eaux de surfaces (rivières, lacs, fleuves).
3
PREMIERE PARTIE COURS
4
3
4. La Composition chimique des eaux souterraines :
Il est évident que la chimie des eaux souterraines dépend, principalement, de la
composition lithologique des couches traversées et du temps de séjour des eaux. Cette
interaction influe sur la teneur des éléments majeurs ( 2+ , 𝑀𝑔+, 𝑁𝑎+, 𝑘+, 𝐶𝑙−, 𝑆𝑂2− ,
𝐻𝐶𝑂− …).
La composition chimique de l’eau naturelle est dérivée de nombreuses sources de
solutés de l’atmosphère, l’altération des roches et des sols, des réactions chimiques qui se
produisent sous la surface des terres et les effets résultant de l’activité humaine.
5. Les caractéristiques de l’eau potable :
5.1 Les Caractéristiques Organoleptiques :
Ces différents caractères doivent être appréciés au moment du prélèvement : certaines
odeurs peuvent, par exemple, disparaître pendant le transport, ou l’aspect de l’échantillon se
modifier au cours du stockage (apparition d’une coloration, de précipités, etc.).
5.1.1 La Couleur :
L’eau colorée présente des inconvénients : indépendamment des problèmes esthétiques,
les substances naturelles qui donnent la coloration à l’eau peuvent, en formant des complexes
avec des ions métalliques.
Bien qu’elle puisse par ailleurs satisfaire aux normes bactériologiques et chimiques, une
eau présentant une certaine coloration, sans être dangereuse, est peu engageante et sera suspecte
au consommateur. D’un point de vue pratique, une coloration de 5 unités (échelle
colorimétrique au platino-cobalt) étant déjà décelée par beaucoup d’utilisateurs, cette valeur ne
devrait pas être dépassée pour des raisons esthétiques.
Dans un certain nombre de pays, la valeur de 10 unités est considérée comme un chiffre
qu’il est souhaitable de ne pas dépasser et la valeur de 20 unités est admise comme limite
supérieure acceptable. 𝐿’𝑂𝑀𝑆 et la réglementation française (en tant que référence de qualité)
indiquent 15 unités (15 𝑚𝑔/𝐿 𝑃𝑡).
5.1.2 L’odeur :
Le test de l’odeur ne constitue pas une mesure mais une appréciation et celle-ci a donc
un caractère personnel ; cette subjectivité ne peut être compensée que par la rigueur des essais
et le nombre des expérimentateurs.
4
PREMIERE PARTIE COURS
L’eau potable doit être sans odeur, non seulement au moment du prélèvement, mais encore
après une période de 10 jours en vase clos à la température de 26 °C. Les odeurs proviennent,
soit des produits chimiques, soit de matières organiques en décomposition, soit de protozoaires,
soit d’organismes aquatiques.
5.1.3 La Saveur :
Dans le cas de l’eau de distribution, il faut bien reconnaître que les traitements par le chlore
sont à l’origine de la plupart des problèmes organoleptiques. Cependant, la diminution du taux
de chlore ne doit pas conduire à poser des problèmes bactériologiques.
La minéralisation de l’eau suivant qu’elle est faible ou importante introduit un goût plus ou
moins accentué et on peut distinguer par conséquent certains crus d’eau. Une eau potable de
bonne qualité doit avoir une saveur faible et agréable. Pour que l’eau soit considérée comme
n’ayant pas de goût particulier, certains sels tels que le chlorure de calcium,
l’hydrogénocarbonate de sodium, doivent être présents à une concentration voisine de celle de
la salive.
5.2 Les caractéristiques Physico-chimiques de l’eau :
L’analyse d’une eau naturelle doit donner la concentration des éléments
caractéristiques et la valeur des grandeurs physiques et chimiques (pH, T°, Turbidité,
Conductivité, la dureté.).
5.2.1 Les caractéristiques physiques :
1) La Température :
La température d’une eau potable devrait être inférieure en été et supérieure en hiver à la
température de l’air. Pour que l’eau potable soit désaltérante, sa température doit se situer entre
8 et 15 C° ; entre 20 et 25 C°, elle désaltère mal. A titre indicatif, les anciennes du Conseil des
communautés européennes fixaient à 12 C°. Pratiquement, la température de l’eau n’a pas
d’incidence directe sur la Santé de l’homme.
2) Le 𝒑𝑯 :
Le 𝑝𝐻 d’une eau représente son acidité ou son alcalinité ; à 𝑝𝐻 7 une eau est dite neutre, à un
𝑝𝐻 inférieur à 7 une eau dite acide et à un 𝑝𝐻 supérieur à 7, elle est dite basique.
Il est rare que le 𝑝𝐻 soit une contre-indication à la potabilité. C’est cependant l’un des
paramètres parmi les plus importants de la qualité de l’eau. Il doit étroitement surveillé au cours
de toutes opérations de traitement.
5
PREMIERE PARTIE COURS
3) La Conductivité :
La mesure de la conductivité permet d’évaluer rapidement mais très approximativement
la minéralisation globale de l’eau l’évaluation. Le tableau ci-dessous donne quelques
indications sur la relation existant entre la minéralisation et la conductivité.
𝑪𝒐𝒏𝒅𝒖𝒄𝒕𝒊𝒗𝒊𝒕é < 100 𝜇𝑆/𝑐𝑚 : 𝑚𝑖𝑛é𝑟𝑎𝑙𝑖𝑠𝑎𝑡𝑖𝑜𝑛 𝑡𝑟è𝑠 𝑓𝑎𝑖𝑏𝑙𝑒 ;
𝟏𝟎𝟎 𝝁𝑺/𝒄𝒎 < 𝑐𝑜𝑛𝑑𝑢𝑐𝑡𝑖𝑣𝑖𝑡é < 200 𝜇𝑆/𝑐𝑚 : 𝑚𝑖𝑛é𝑟𝑎𝑙𝑖𝑠𝑎𝑡𝑖𝑜𝑛 𝑓𝑎𝑖𝑏𝑙𝑒 ;
𝟐𝟎𝟎 𝝁𝑺/𝒄𝒎 < 𝑐𝑜𝑛𝑑𝑢𝑐𝑡𝑖𝑣𝑖𝑡é < 333 𝜇𝑆/ 𝑐𝑚 : 𝑚𝑖𝑛é𝑟𝑎𝑙𝑖𝑠𝑎𝑡𝑖𝑜𝑛 𝑚𝑜𝑦𝑒𝑛𝑛𝑒 ;
𝟑𝟑𝟑 𝝁𝑺/𝒄𝒎 < 𝑐𝑜𝑛𝑑𝑢𝑐𝑡𝑖𝑣𝑖𝑡é < 666 𝜇𝑆/𝑐𝑚 : 𝑚𝑖𝑛é𝑟𝑎𝑙𝑖𝑠𝑎𝑡𝑖𝑜𝑛 𝑚𝑜𝑦𝑒𝑛𝑛𝑒 𝑎𝑐𝑐𝑒𝑛𝑡𝑢é𝑒 ;
𝟔𝟔𝟔 𝝁𝑺/𝒄𝒎 < 𝑐𝑜𝑛𝑑𝑢𝑐𝑡𝑖𝑣𝑖𝑡é < 1 000 𝜇𝑆/𝑐𝑚 : 𝑚𝑖𝑛é𝑟𝑎𝑙𝑖𝑠𝑎𝑡𝑖𝑜𝑛 𝑖𝑚𝑝𝑜𝑟𝑡𝑎𝑛𝑡𝑒 ;
𝑪𝒐𝒏𝒅𝒖𝒄𝒕𝒊𝒗𝒊𝒕é < 1 000 𝜇𝑆/𝑐: 𝑚𝑖𝑛é𝑟𝑎𝑙𝑖𝑠𝑎𝑡𝑖𝑜𝑛 é𝑙𝑒𝑣é𝑒.
Les directives du Conseil des communautés européennes relatives à la qualité des eaux
destinées à la consommation humaine indiquent pour la conductivité un niveau guide de 2 500
𝜇𝑆/𝑐𝑚 à 20 C°. La réglementation française est plus contraignante puisque la référence de
qualité est comprise entre 180 et 1 000 𝜇𝑆 / 𝑐𝑚 à 20 𝐶°.
Une conductivité de l’eau supérieure à 1500 𝜇𝑠/𝑐𝑚 fait considérer une eau comme
difficilement utilisable dans les zones irriguées.
4) Les Matières en suspension (MES) :
La teneur et la composition minérale et organique des matières en suspension dans les
eaux sont très variables selon les cours d’eau (sables, boues, particules organiques, plancton,
etc..) ; elles sont fonction de la nature des terrains traversés, de la saison, de la pluviométrie,
des travaux, des rejets, etc.
Des teneurs plus élevées peuvent empêcher la pénétration de la lumière, diminuer
l’oxygène dissous, compromettre le développement ichtyologique en créant des déséquilibres
entre les diverses espèces.
Les anciennes directives du Conseil des communautés européennes préconisaient que
les matières en suspension soient absentes dans l’eau destinée à la consommation humaine. Ces
directives, comme la réglementation française, prévoient aujourd’hui des contrôles et des
limites sur le paramètre turbidité.
5) La Turbidité :
La turbidité est liée à la présence de particules organiques diverses, d’argile, de colloïdes
de plancton, etc. elle peut être favorisée par la pluviométrie.
Dans les eaux profondes, la turbidité empêche la propagation de la lumière dont la
6
PREMIERE PARTIE COURS
diminution d’intensité a pour conséquence de limiter et même d’éliminer la végétation. La
plupart des eaux superficielles ont une turbidité importante et leur consommation directe est
impossible. Il faut les clarifier, soit par décantation, soit par addition d’un coagulant, soit par
filtration, soit encore par une combinaison de ces différents procèdes. Il semblerait qu’une
turbidité supérieure à 5 𝑁𝑇𝑈 limiterait la destruction des coliformes même si du chlore résiduel
libre est conservé pendant une heure.
Les normes concernant la turbidité de l’eau potable sont assez différentes et variables.
𝐿’𝑂𝑀𝑆 recommande comme valeur limite 5 𝑢𝑛𝑖𝑡é𝑠 𝑁𝑇𝑈 (Néphélométrie Turbidité Unit) et
précise que dans le cas où l’on pratique la désinfection, il conviendrait que la turbidité soit
inférieure à 1 𝑁𝑇𝑈.
6) L’Oxygène dissous :
La teneur de l’Oxygène dans l’eau est fonction de l’Origine de l’eau : les eaux
superficielles peuvent en contenir des quantités relativement importantes proches de la
saturation ; par contre, les eaux profondes n’en contiennent le plus souvent que quelques
milligrammes par litre.
𝐿’𝑂𝑀𝑆 recommande que les niveaux d’oxygène dissous soient maintenus aussi prés que
possible de la saturation. Aucune valeur guide fondée sur des critères de santé n’est proposée.
5.2.2 Les caractéristiques chimiques :
1) La Dureté totale ou Titre hydrométrique (𝑻𝑯) :
La dureté de l’eau est due à la présence des ions 𝐶𝑎2+ et 𝑀𝑔2+ (dans certains cas aussi
𝐹𝑒2+), qui existent dans la solution sous forme avec sels solubles. Selon la nature des sels que
les ions alcalino-terreux peuvent former avec des ions négatifs présents dans l’eau, on distingue
la dureté temporaire et la dureté permanente.
Plage de valeurs du titre hydrométrique.
Tableau I1 : Les valeurs du titre hydrométrique (Dureté totale).
TH (°F) 0 à 7 7 à 15 15 à 30 30 à 40 +40
Eau Très douce Eaux douce Moyennement
douce
Dure Très dure
7
PREMIERE PARTIE COURS
𝟑
Pour l’eau destinée à la consommation humaine, 𝑙’𝑂𝑀𝑆 ne recommande pas de valeur
mais indique qu’une dureté élevée peut provoquer la formation de dépôts tandis qu’une faible
dureté peut engendrer des problèmes de corrosion. Les directives du Conseil des communautés
européennes et la réglementation française n’indiquent pas de valeurs pour les eaux livrées à la
consommation humaine.
2) L’Alcalinité (𝑻𝑨 − 𝑻𝑨𝑪) :
A l’inverse de l’acidité, l’alcalinité d’une eau correspond à la présence de bases et de
sels d’acides faibles. Dans les eaux naturelles, l’alcalinité résulte le plus généralement à la
présence d’hydrogénocarbonates, carbonates et hydroxydes.
Les valeurs relatives du titre alcalimétrique (TA) et du titre alcalimétrique complet
(TAC) permettent de connaitre les quantités d’hydroxydes, de carbonates ou
d’hydrogénocarbonates alcalins ou alcalinoterreux présents dans l’eau.
Le 𝑻𝑨 permet de mesurer la teneur totale en hydroxydes et seulement la moitié de celle
en carbonates, lorsque ces teneurs sont mesurées en méq /l ou °F, ce qui est traduit par
la formulation :
𝑻= [𝑶𝑯−] + 𝟏/𝟐 [𝑪𝑶−𝟐] 𝒎é𝒒/𝒍 𝑜𝑢 °𝑭
Le 𝑻𝑨𝑪 permet de mesurer les teneurs totales en hydroxydes, en carbonates et en
Hydrogénocarbonates, en 𝑚é𝑞/𝑙 ou °𝐹, soit :
𝑻𝑨= [𝑶𝑯−] + [𝑪𝑶−𝟐] + [𝑯𝑪𝑶−] 𝒎é𝒒/𝒍 𝑜𝑢 °𝑭
3) Le Chlorure :
𝟑 𝟑
Les teneurs en chlorures des eaux sont extrêmement variées et liées principalement à la
nature des terrains traversés. Ainsi, les eaux courantes exemptes de pollution ont une teneur
généralement inférieure à 25 𝑚𝑔/ , mais dans certaines régions, la traversée de marnes salifères
peut conduire à des teneurs exceptionnelles de 1 000 𝑚𝑔/𝐿.
Le gros inconvénient des chlorures est la saveur désagréable qu’ils communiquent à
l’eau à partir de 250 𝑚𝑔/𝐿, surtout lorsqu’il s’agit de chlorure de sodium.
𝐿’𝑂𝑀𝑆 recommande pour la teneur en chlorure dans l’eau destinée à la consommation
humaine une valeur guide de 250 𝑚𝑔/𝐿 pour des considérations gustatives et des risques de
corrosion. La réglementation française a intégré ce paramètre dans les références de qualité
avec comme valeur250 𝑚𝑔/𝐿.
8
PREMIERE PARTIE COURS
4) Les Sulfate :
La concentration en ion sulfate des eaux naturelles est très variable. Dans les terrains ne
contenant pas une proportion importante de sulfates minéraux, elle peut atteindre 30 à
50 𝑚𝑔/𝐿, mais ce chiffre peut être très largement dépassé (jusqu’à 300 𝑚𝑔/𝐿) dans les zones
contenant du gypse ou lorsque le temps de contact avec la roche est élevé.
Pour l’eau destinée à la consommation humaine, en raison de problèmes particuliers
susceptibles d’introduire une gêne pour le consommateur (goût, corrosion),
𝑙’𝑂𝑀𝑆 recommande comme valeur limite 250 𝑚𝑔/l. Les directives du Conseil des
communautés européennes et la réglementation française retiennent cette dernière valeur de
250 𝑚𝑔/𝐿 (𝑆𝑂4). L’organisme est susceptible cependant de supporter des doses plus élevées,
inconvénient majeur autre qu’une action laxative temporaire.
5) Les Nitrates :
La pollution des eaux par les nitrates présente un double risque. Ingérés en trop grande
quantité, les nitrates ont des effets toxiques sur la santé humaine. Par ailleurs, ils contribuent
avec les phosphates à modifier l’équilibre biologique des milieux aquatiques en provoquant
des phénomènes d’eutrophisation.
Au-delà d’un certain seuil de concentration les nitrates présentent donc un risque pour
la santé. Ils ne sont pas toxiques en soit, mais leur conversion en nitrites, par certaines bactéries
présentent dans l’organisme, est très nocive. En effet ceux-ci réagissent avec l’hémoglobine
pour former de la méthémoglobine, qui affecte la capacité du sang à transporter suffisamment
d’oxygène jusqu’aux cellules de l’organisme, surtout chez les nourrissons qui représente une
population à risque. Mais même à faible concentration, ils peuvent également engendrer à long
terme des cancers chez les adultes lorsqu’ils sont associés à certains pesticides avec lesquels ils
forment des composés cancérigènes.
Il existe quatre classes distinctes en fonction de la concentration en nitrates retrouvée
dans l’eau :
Eau de qualité optimale pour être consommée (< 25 𝑚𝑔/𝐿).
Eau de qualité acceptable (𝑑𝑒 25 à 50 𝑚𝑔/𝐿).
Eau non potable nécessitant un traitement (𝑑𝑒 50 à 100 𝑚𝑔/𝐿).
Eau inapte à la production d’eau potable (> 100 𝑚𝑔/𝐿).
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PREMIERE PARTIE COURS
6) Les Nitrites :
En l’absence de pollution, il n’y a pas ou très peu de nitrites dans les eaux et dans les
zones où l’autoépuration est active ; les teneurs se maintiennent à des niveaux très faibles (de
l’ordre de 0,01 mg/L). En dessous d’un centième de mg/L, les eaux peuvent être considérées
comme pures ou se trouvant sous l’action d’une autoépuration active, en présence de quelques
dixièmes de mg/L la pollution est sensible, celle-ci devient significative au-delà de 1 mg/L.
Les nitrites proviennent soit d’une oxydation incomplète de l’ammoniaque, la
nitrification n’étant pas conduite à son terme, soit d’une réduction des nitrates sous l’influence
d’une action dénitrifiant. Une eau qui renferme des nitrites est à considérer comme suspecte car
lui est souvent associée une détérioration de la qualité microbiologique.
7) La DBO5 (Demande Biochimique en Oxygène) :
Les phénomènes d’autoépuration naturelle dans les eaux superficielles résultent de la
dégradation des charges organiques polluantes, sous l’action de micro-organismes. Il en résulte
une consommation d’oxygène qui s’exprime par la demande biochimique en oxygène ou DBO5.
Le paramètre DBO5 est utilisé pour établir un classement qualitatif des eaux et définir
l’altération du milieu par les matières organiques biodégradables.
Tableau 2 : qualité de la DBO 5 (Demande biochimique en oxygène)
DBO5 Qualité
3 < DBO5 < 5 Bonne
DBO5 > 8 Mauvaise, voire très mauvaise
DBO5 < 3 Très bonne
5 < DBO5 < 8 Moyenne
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PREMIERE PARTIE COURS
PREMIERE PARTIE COURS
10
Chapitre 2 : Géochimie et bio géochimie
2.1.Définition des cycles biogéochimiques
2.1.1. Nature et constitution :
En principe, un cycle évoque un circuit ferme, l’élément considère devant revenir à l'état initial
après avoir suivi un parcours constitue par les différentes étapes de son histoire.
Dans le cas qui nous préoccupe ici, cela à un sens si l’on envisage le fonctionnement global du
système terre, donc si l’on s’intéresse au bilan, aux transferts et aux stocks d’éléments àtoutes les
échelles de temps et d’espace ; c’est ce que l’on désigne alors par le terme cycle global. En réalité,
des lors que l’on prend en compte de petites échelles de temps et des espaces territoriaux plus
restreints, les cycles étudies sont toujours partiellement ouverts en sorte qu’on ne boucle
pratiquement jamais. Il est clair en effet que certains éléments peuvent être soustraits, car stockes à
long terme, et échapper de la sorte pendant fort longtemps au cycle complet les caractérisant. Aussi,
ce qu’on étudie souvent, ce sont des parties de cycle de nature et de durée variées (sous-cycle ; para
cycle ; phase. . .), plus ou moins autonomes qui, à certains moments de l’évolution, peuvent être
reliées entre elles au sein du système géochimique général.
– Le sous-cycle géochimique, qui correspond à l’ouverture des cycles précédents
D’un cote vers l’atmosphère avec les rejets atmosphériques et la fixation symbiotique ou non de
d’azote, et de l’autre vers les eaux de surface et les nappes phréatiques par suite des pertes par
drainage au-delà de la zone radiculaire.
Le plus actif des trois est le sous-cycle biologique. En bio géochimie, et notamment en agrochimie,
on le désigne aussi quelquefois sous le nom de cycleInterne, car il correspond à la circulation en
permanence des éléments minéraux (En provenance des sols et des roches) vers les êtres vivants
(micro-organismes et végétaux notamment), puis âpres la mort de ces derniers au sein des matières
organiques inertes qui s’accumulent à la surface des sols (litières rhizosphère) avant d’être
minéralisées à leur tour (on parle quelquefois de reminéralisassions) et de constituer des lors des
nutriments pour les êtres vivants. dans ce cas, la notion de recyclage prend tout son sens (turn-
over), celui-ci pouvant se faire – de manière continue ou discontinue – à des vitesses très variées
suivant les milieux, mais qui correspondent généralement a des pas de temps relativement courts,
donc se situant à l’échelle humaine. Et c’est dans ce cadre qu’il semble nécessaire de se pencher
brièvement sur le problème des relations entre cycles biogéochimiques et anthropisation.
Les Cycles biogéochimiques et anthropisation
Les cycles biogéochimiques des différents éléments fonctionnent dans la nature à leur manière
suivant les caractéristiques chimiques propres à chaque élément et selon le rôle que ceux-ci jouent
au cours du développement de la biosphère.
PREMIERE PARTIE COURS
11
Il en a été ainsi jusqu’à l’apparition de l’homme qui, du fait de son activité dans les terres émergées
(agriculture, industrie, urbanisme, voies de communication),a contribué à perturber – souvent sans
s’en rendre compte dans les premières phases – les écosystèmes et les cycles ; ceci, de façon de plus
en plus marquée avec le temps, surtout depuis les années 1850, jusqu’à aboutir à des nuisances
majeures (certaines étant à dimension planétaire), toujours inquiétantes et quelquefois même
irréversibles. Ces changements environnementaux résultent d’un cote de l’augmentation de ses
capacités technologiques (développement industriel et urbain, fabrication de nouveaux composés,
intensification de la production végétale, concentration de l’élevage dans certaines régions,. . .)
Et d’un autre de la nécessite de leur mise en œuvre du fait de l’accroissement sans précédent
de la pression démographique qui impose au monde d’assurer une production de biomasse de plus
en plus élevée. C’est ainsi, entre autres, que l’homme a été amené :
–A remettre en circuit du carbone provenant des combustibles fossiles (qui était jusque-là soustrait)
et à libérer de grandes quantités de CO2 ne provenant pas de la biomasse ; sans oublier le carbone
émis dans l’atmosphère à la suite des opérations de déboisement, puis du labourage répétitif des
terres à des fins agricoles, et ce depuis le néolithique ;
– A perturbé le cycle de l’azote en fabriquant, puis en utilisant des engrais azotés et en accentuant
dans les régions tempérées et tropicales de la planète, les problèmes d’acidification des terres ;
– A contribuer à la salinisation des sols dans les régions arides sous l’influence d’une irrigation
régulière des cultures ;
– A modifier la redistribution de divers éléments (phosphore, potassium, chlore) ou composés que
l’on a introduit dans le circuit agronomique pour compenser les exportations par les récoltes ;
– A provoquer la dissémination de nombreux métaux en relation avec le développement de la
métallurgie et de l’agronomie (cuivre, zinc, nickel, Étain, plomb, mercure) ou encore des molécules
biocides de synthèse utilisées dans les traitements phytosanitaires ;
– A mettre en circulation des radionucléides a longue durée de vie en rapport avec l’utilisation de
l’énergie nucléaire ;
– A produire de grandes quantités de déchets (industriels, agricoles et urbains) qu’il s’agit
maintenant de résorber. . .
Il s’en suit l’émergence de problèmes en relation avec la modification des systèmes écologiques et
la détérioration des cycles biogéochimiques, tels l’effet de serres (additionnelles), l’eutrophisation
des eaux, l’acidification ou la salinisation des sols, les dépérissements forestiers (pluies acides), les
phénomènes de pollution . . ., avec des conséquences qui sont loin d’être négligeables pour les
sociétés au plan de l’avenir de l’humanité, dans les domaines de l’alimentation et de la sante
notamment. Ceci étant, la solution à notre époque n’est pas de bloquer toute nouvelle activité
humaine en raison de l’intense pression démographique actuelle, mais de relever le défi majeur que
constituent, de nos jours, la préservation du capital naturel et la qualité de la vie sur la planète. Et
c’est là qu’entrent en jeu, notamment, les cycles biogéochimiques qui permettent de raisonner les
PREMIERE PARTIE COURS
12
interventions humaines, afin que ces dernières soient les plus profitables possible tout en étant les
moins néfastes, suivant la conception que l’on a de ce qu’on appelle à l’heure actuelle:
*le développement durable* qui fait appel, notamment, aux mécanismes biologiques impliques
dans les systèmesagricoles (culture et élevage).
Deux exemples pris en zone terrestre peuvent illustrer brièvement l’intérêt d’une bonne
connaissance des cycles biogéochimiques des milieux affectes par l’activité anthropique ; ils seront
d’ailleurs repris ultérieurement sous une autre forme dans le corps du rapport :
– le premier a trait à la fertilisation des terres de culture, et notamment à la fertilisation azotée ;
– le second concerne le dépérissement récent des forets, du au phénomène Connu sous le nom de ≪
Pluies acides ≫.
2.1.2Changements de la structure et du fonctionnement des écosystèmes
En 2000, les systèmes de cultures couvrent 25% de la surface terrestre
En couleur marron, les territoires où 30% des espaces sont cultivées : cultures et aquaculture
terrestres
20% des récifs coralliens sont perdus ou dégradés durant les dernières décennies
35% des mangroves ont été perdus durant les dernières décennies
La quantité d’eau des barrages a quadruplé depuis 1960
Le retrait d’eau des rivières et des lacs a doublé depuis 1960
L’écoulement continental retenu dans les réservoirs est 3-6 fois plus important que celui des
rivières naturelles
Les grands réservoirs totalisent ~65% du volume global.
a. Tendance schématique des débits de rivières à l’embouchure
La diminution des débits de rivières diminue le flux de nutriments et de sédiments, ce qui entraîne
d’énormes impacts non seulement sur la zone côtière locale (delta du Nile) mais s’étend sur
l’hydrodynamique et la pêche en Méditerranée et même en Atlantique (Figure .2)
PREMIERE PARTIE COURS
13
Figure 2 : Réduction des décharges à la zone côtière (diminution des débits naturels)
b.Tendance des flux d’eau (m3/s) et de sédiment dans le fleuve Colorado (1910-1960) après
La construction du barrage Hoover en 1936
Figure 3 : flux annuel en eau et de sédiment (en haut : eau, en bas sédiment)
Le changement du Colorado après la rétention des eaux dans le barrage du Hoover est l’une des
plus dramatiques modifications des systèmes de rivières.
2.1.3. Changements des cycles hydro-biogéochimiques
Depuis 1960 :
Le flux d’azote bio disponible d’écosystèmes terrestres a doublé
Le flux du phosphore a triplé
Plus de 50% de l’azote synthétique fertilisant a été utilisé depuis 1985
60% de l’augmentation de [CO2] atmosphérique depuis 1750 s’est fait à partir de
1960
PREMIERE PARTIE COURS
14
L’Homme produit des quantités d’azote bio disponible autant que toute source naturelle, ce qui
conduit à une augmentation de 65% à l’horizon 2050(voir Fig. 4)
Figure 4 :Production mondiale d’azote par les activées anthropiques.
a. Flux global des rivières en azote d'après (Green et al, 2003)
• Le flux global de l’azote a plus que triplé (3 fois)
• Sur le plan régional, le flux a augmenté de 10 fois
• L’Agriculture & l’urbanisation sont les sources majeures d’azote
b.Flux en nutriments :
Dans la zone tempérée : (Amérique du Nord, Europe, Chine) Correspond à 27,5% en surface
terrestre mais contribue à 52% au flux du P-PO43- et 6% au flux de l’azote inorganique aux océans
Les régions arides+ les régions humides tropicales + le subarctique correspondent à 51% en surface
terrestre mais contribue seulement à 30% du flux du P-PO43- et 21,3% au flux de l’azote
inorganique aux océans Ordre des valeurs de flux
Les rivières les plus polluées représentant seulement 5% de décharge hydrique, contribuent
cependant à un flux de :
32% pour les NO3-
48% l’NH4+
54% de PO43-
PREMIERE PARTIE COURS
15
c.Tendance des nitrates dans les principales rivières mondiales :
De 1960 à 1990 les nitrates ont au moins doublé dans la plupart des grandes rivières. Les teneurs
maximales sont aussi observées dans les petits bassins versants exposées à l’usage de fertilisants
agricoles (Fig.5) :
Exemple la Seybouse (Algérie) ≈ Seine (France)2002 : 4,5 mg N/l 2006 : 6,5 mg N/l
Figure 5 : Tendance d'azote nitrique dans les principales rivières mondiales.
2.2Irrigation, barrages & eutrophisation :
2.2.1 La rétention du silicium
L’irrigation consomme actuellement près de 4 000 km3/an (= 5% de l’écoulement mondial,
Shiklomanov, 1998)
La rétention des nutriments par les barrages tels que le silicium combinée avec l’augmentation des
flux en N et en P durant les 50 dernières années a généré des changements majeurs du rapport N :
P : Si dans les eaux de rivières introduites au littoral.
Il s’ensuit des dystrophies comme pour les côtes adjacentes au Danube et au Mississippi (la
Seybouse n’échappe pas à ce constat, comme on le verra plus ultérieurement au dernier chapitre)
Mississipi Seybouse
1900 2000 2007
Sin (g/g) 48 0.9 0.5
PREMIERE PARTIE COURS
16
2.3 Cycles hydro biogéochimiques :
2.3.1 Le Cycle de l'azote
2.3.1.1. Les formes de l’azote présentes dans le sol
Dans le sol l’azote peut se présenter sous des états très variables, sous forme organique ou minérale.
L’azote organique du sol comprend :
- les résidus de culture
- l’azote organique de la biomasse microbienne
- l’azote organique de l’humus.
Les différentes formes chimiques de l’azote correspondent à des états d’oxydation différents (Figure
1). Le va-et-vient entre les formes minérales et organiques, et au sein des formes minérales, entre
les différents niveaux d’oxydation de l’azote est appelécycle de l’azote.
Figure6 :Les différents états d’oxydation de l’azote.
PREMIERE PARTIE COURS
17
a. Les processus biogéochimiques de transformation de l’azote dans le sol
Figure 7 :Schéma du cycle de l’azote dans les sols (d’après Recous et al. 1997).
b. La minéralisation et l’immobilisation
· La minéralisation correspond à la transformation de l’azote organique en azote minéral
sous forme ammonium (NH4+) puis de nitrates sous l’action de micro-organismes du sol.
· La nitrificationcorrespond à l’oxydation biologique par des bactéries de l’azote
ammoniacal (NH4+, NH3) en nitrate (NO3
-). Cette transformation est réalisée par deux familles de
bactéries présentes dans les sols : Nitrosomonas pour la transformation de NH4+ en NO2
-, puis
Nitrobacter pour la transformation deNO2- en NO3
-.
· L’immobilisation ou organisationcorrespond à la transformation de l’azote minéral enazote
organique. Elle est réalisée par l’assimilation d’azote par les micro-organismes du sol :durant la
décomposition, une partie du carbone et de l’azote est assimilée dans les tissus desmicro-
organismes et une partie est transformée en substance humique.Les processus de minéralisation
dépendent de :
- La composition du substrat organique et en particulier du rapport C/N,
- Des conditions de température, de pH et d’humidité du milieu
La minéralisation est d’autant plus forte que les apports d’azote sont importants et que l’activité
biologique est importante. Elle est maximale au printemps et à l’automne lorsque les températures
sont douces et le sol humide.
c. La volatilisation
Ce processus correspond au passage de l’azote ammoniacal (NH4+) sous forme gazeuse (NH3).
d. La dénitrification
PREMIERE PARTIE COURS
18
· La dénitrification désigne la réduction de l’azote nitrique (NO3-) en azote gazeux (N2O, N2). La
dénitrification peut être biologique ou chimique. La dénitrification biologique fait intervenir
denombreuses espèces de bactéries dont Pseudomonas agrobacterium : l’ion nitrate est utilisé
comme accepteur final d’électrons à la place de l’oxygène pour la respiration. La
dénitrificationconduit principalement à la libération de l’azote gazeux N2 selon la réaction :
Les conditions nécessaires à la dénitrification sont :
- La présence de nitrate,
- Un milieu anaérobie ou avec peu d’oxygène
- La présence de bactéries dénitrifiantes
- La présence de donneurs d’électrons
Les électrons proviennent de l’oxydation de la matière organique ou d’un composé minéral, ce qui
conduit à définir 2 types de Dénitrifications :
· La dénitrification est hétérotrophe
Lorsque les bactéries responsables de l’oxydation de lamatière organique utilisent le carbone
organique comme source d’électrons. La dénitrification hétérotrophe est optimale dans un milieu
appauvri en oxygène, avec une température relativement élevée, quand la matière organique,
donneur d’électrons, et les bactéries dénitrifiantes sont présentes. Ces conditions sont généralement
réunies dans les trente premiers centimètres des sols des zones de bas de versant : la présence d’un
engorgement permanent ou de longue durée induit des conditions d’anoxie. La dénitrification est
plus active en été où la température est favorable.
· La dénitrification est autotrophe
Lorsque les bactéries utilisent des composés minéraux, tels que la pyrite (sulfure de fer
FeS2) comme source d’électrons. La dénitrification autotrophe a lieu dans les aquifères où la pyrite
est présente (Pauwels et al., 1998).
2.3.1.2 Les flux et stock d’azote dans le sol
a. Les entrées d’azote
1. Les apports atmosphériques :
- La Pluie
-La Fixation symbiotique d’azote atmosphérique par les espèces légumineuses : elle
varie de quelques dizaines à quelques centaines de kg.an-1, selon les conditions
pédoclimatiques.
PREMIERE PARTIE COURS
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2. La fertilisation :
-La fertilisation minérale sous forme d’ammonium, de nitrate et d’urée
- La fertilisation organique (pâturage, épandage)
- résidus de culture
b. Les sorties d’azote
Les flux sortant sont :
- la volatilisation : jusqu’à 50% de l’azote ammoniacal est volatilisé lors des épandages de
déjections animales, et jusqu’à 30 % de l’azote des engrais minéraux. Mais une grande partie
retombe à quelques centaines de mètres.
- l’absorption par les plantes : l’azote est un élément indispensable pour la croissance des
végétaux. Les plantes sont capables d’absorber l’ammonium (NH4+) et le nitrate (NO3
-).
Le prélèvement d’azote est un processus saisonnier pour la plupart des végétaux, maximal pendant
la période de croissance des cultures.
- la dénitrification : 5 à 15 kg N.ha-1.an-1 sont dénitrifiés dans les sols aérés, et jusqu’à 500
kg N.ha-1.an-1 dans les zones humides. Si la réaction n’est pas menée à son terme, elle peut conduire
à la libération de N2O (oxyde d’azote), gaz polluant, en proportion variable.
PREMIERE PARTIE COURS
20
2.3.2 Le Cycle du phosphore
2.3.2Le Cycle global du phosphore
La lithosphère est la source ultime de tout le phosphore de la biosphère. Bien que l’apatite soit l’un
des minéraux primaires les plus facilement altérés, le phosphore est parmi les minéraux les moins
bio-disponibles. Ceci est dû au fait que les formes du phosphore dans la biosphère (formes ioniques
différentes suivant le pH : H2PO4, HPO4−, PO4
2−; complexes minéraux, dits occlus : Al-P, Fe-P, Ca-
P, Si-P ; et P organique) sont faiblement solubles, immobiles ou rendues inaccessibles pour d’autres
raisons. En conséquence, le phosphore est en quantité suffisante dans les sols jeunes, arides et
neutres, mais est souvent colimitant (avec l’azote) pour la production des plantes et des animaux sur
les surfaces anciennes et fortement altérées, comme celles qui dominent en Afrique et en Amérique
tropicales et en Australie. Comme le NH4+ et le NO3− sont plus facilement lessives que le
phosphate, les écosystèmes d’eaux douces et côtiers sont typiquement plus sensibles aux
augmentations de phosphore que d’azote, faisant du phosphore le principal responsable de
l’eutrophisation dans les lacs et les estuaires. Il est transporté principalement sous forme de
particules de sol, plutôt qu’en solution.
La disponibilité du phosphore dans les paysages ou il est rare est largement stimulée par les
processus biologiques. Des champignons symbiotiques spécialisés tels les mycorrhizes, transfèrent
le P de formes inaccessibles vers la plante et aident à maintenir son cycle ferme (avec des pertes
minimales). Il y a une évidence empirique qu’une faible disponibilité du phosphore limite la
fixation d’azote contribuant à la colimitation notée ci-dessus. Le mécanisme de cette contrainte
reste encore mal élucide.
Le cycle contemporain du phosphore n’est pas en équilibre, à l’inverse du cycle historique (figure
7).
Ce diagramme schématise les principaux éléments du cycle du phosphore. Les compartiments sont
en TgP, les flux en TgP par an et les temps de renouvellement (entre crochets) en années. Les
flèches pointillées sont des flux entièrement ou partiellement d’origine humaine. En milieu terrestre,
le phosphore qui s’accumule dans les sols, en raison de l’utilisation des engrais, est en partie lessive
Vers les rivières, les lacs et les eaux côtières, ou il constitue le principal facteur de l’eutrophisation.
Données de Reeburgh (1997) et Carpenter et al. (1999).
En raison des forts apports de phosphore depuis la lithosphère, principalement par l’extraction
minière mais aussi par l’accélération de l’altération, le phosphore s’accumule dans les écosystèmes
terrestres dans les mondes développés et sous-développés (avec quelques exceptions notables dans
l’Afrique subsaharienne).
Le principal mécanisme par lequel il passe des milieux terrestres aux milieux d’eaux douces est
l’érosion du sol. Le phosphore des milieux agricoles est le principal facteur de l’eutrophisation.
Celui provenant de sources ponctuelles comme les effluents des stations d’épuration et les déchets
PREMIERE PARTIE COURS
21
industriels, comprenant les détergents phosphates, apporte une contribution limitée globalement,
même si elle peut être importante localement (Bennett et al., 2001). En raison d’une forte
accumulation de phosphore dans les terres, et de la lenteur de processus de libération impossibles à
arrêter, ce problème est promis à croitre et s’étendre de façon substantielle dans les prochaines
décennies.
Figure 8: Cycle du phosphore.
2.3.2.1Le rôle du phosphore
Le phosphore (P) est le 11ème élément le plus abondant sur Terre. Il est indispensable car il entre
dans la composition de toutes les cellules des organismes vivants.
a- Chez les organismes vivants,
Le matériel génétique est constitué par les acides nucléiques (ADN et ARN) qui contiennent du
phosphore. Cet élément est également impliqué dans les processus énergétiques (formation et
dégradation du glycogène des muscles, synthèse des protéines). Les dents et les os en contiennent
beaucoup sous forme de phosphate de calcium. Le phosphore est également impliqué dans la
régulation d‘équilibres biologiques internes : une insuffisance de cet élément dans l’alimentation
animale peut conduire à des troubles graves tels que l’infécondité ou une moindre résistance à
certaines maladies.
PREMIERE PARTIE COURS
22
b- Chez les plantes,
Le phosphore intervient en tant qu’élément nutritif indispensable à un grand nombre de processus
biochimiques (respiration, photosynthèse). Le phosphore favorise le développement des racines et
l’accroissement de la masse des radicelles, permettant une alimentation suffisante et une croissance
rapide, donc un développement précoce des plantes. Le phosphore joue aussi un rôle sur la
résistance des tissus végétaux. A la différence de l’azote qui intervient dans la production de
biomasse, le phosphore agit sur la qualité et la précocité.
2.3.2.2.Le cycle du phosphore à l’échelle du globe
Le cycle naturel du phosphore est caractérisé, parmi les cycles biogéochimiques majeurs, par les
points suivants :
- Le phosphore reste et s’accumule dans l’écosystème terrestre ;
- Il ne possède pas de phase gazeuse, du moins en quantité significative ;
- Comme ce cycle s’effectue principalement au sein de l’écosystème terrestre, ou entre les
continents et les océans, il est qualifié de sédimentaire ;
- Le passage du phosphore d’un compartiment à un autre n’est pas en première approche
contrôlé par des réactions microbiennes comme dans le cas de l’azote par exemple ;
- Il met en jeu des quantités modérées au regard des stocks Ces particularités ont une très
grande importance et expliquent que les échanges de phosphore entre les écosystèmes terrestres et
océaniques sont des processus naturels extrêmement lents. C’est pourquoi la gestion de cet élément
et ses conséquences environnementales doivent être distinguées de l’azote.
A l’état naturel, le phosphore se trouve sur Terre dans 5 sources primaires :
- les roches,
- Le sol,
- La biosphère,
- Les eaux continentales (dont les sédiments),
- Les eaux océaniques (dont les sédiments).
Le phosphore du sol, en l’absence d’apport anthropique, provient de l’altération des roches et
notamment de la dissolution de l’apatite (Figure 8).
PREMIERE PARTIE COURS
23
Figure 9 : Cycle planétaire du phosphore avant l’intervention de l’Homme (Lemercier B., 2003)
Ce cycle naturel est modifié sous l’action de l’Homme (Figure 10). En effet, depuis le milieu
duXIXème siècle, des gisements de phosphore sont exploités pour satisfaire les besoins industriels
et agricoles. Les grands gisements se trouvent notamment aux Etats-Unis, en Russie, en Tunisie, au
Maroc et en Afrique du Sud. L'agriculture consomme de 95 à 97 % de la production mondiale de
phosphates. Leur exploitation a pour effet de :
- Mettre en jeu des quantités beaucoup plus grande de phosphore dans la biosphère et dans les sols,
et donc vers les eaux ;
- Créer des déséquilibres entre les différentes régions du monde par des échanges commerciaux
internationaux : certaines zones sont en situation d’excédents alors que d’autres sont déficitaires.
De plus, la mise en culture des sols accélère les transferts de phosphore par érosion et ruissellement
vers les milieux aquatiques.
PREMIERE PARTIE COURS
24
Figure 10 : Le cycle du phosphore après intervention de l’Homme (Lemercier B., 2003)
_ Ainsi, le cycle du phosphore anthropisé peut se résumer à un transfert de masse régi par des
processus hydrologiques, depuis les gisements sédimentaires continentaux vers le sol puis les
sédiments marins in fine. De ce point de vue, et à l’inverse de l’azote, le phosphore peut être
considéré comme une source non renouvelable à l’échelle de temps humaine.
2.3.2.3.Les sources anthropiques de phosphore
Les sources anthropiques de phosphore sont partagées entre le secteur urbain, industriel et agricole.
Ces sources peuvent être diffuses ou ponctuelles (Tableau 6).
Tableau 6 : Inventaire des principales origines ponctuelles et diffuses du phosphore (d’après
Dorioz, dans C.O.R.P.E.N., 1998)
PREMIERE PARTIE COURS
25
D’après Pellerin et al. (2003), en 2000, environ 71 000 tonnes de phosphore ont été rejetées dans le
réseau hydrographique de France, dont :
- 50% d’origine Agricole,
- 30% d’origine urbaine et
- 20% d’origine industrielle.
Cependant, l’équipement de stations de plus en plus nombreuses en procédés de déphosphatation,
l’amélioration des rendements des méthodes de déphosphatation et l’utilisation de détergents de
moins en moins phosphatés contribuent à diminuer dans les eaux la part du phosphore urbain et
industriel au profit du phosphore d’origine agricole. Dans des bassins versants comme ceux de
Bretagne, le phosphore des sols constitue la part principale du phosphore allant vers le réseau
hydrographique (Figure 11), à la différence d'autres régions où la part du phosphore métabolique
humain et issu des détergents est dominante.
Figure11 : Cycle du phosphore dans l’écosystème “Bretagne” en 2000 (D’après Aurousseau P.,
2001 ; corrigé en 2005 relativement à l’exportation du P par les cultures, à l’excédent du bilan et au
stockage dans le sol)
a. Le phosphore d’origine agricole
Les rejets de phosphore d’origine agricole sont moins bien connus que les rejets urbains et
industriels pour plusieurs raisons :
PREMIERE PARTIE COURS
26
- La croissance extrêmement rapide de la production agricole s’est faite surtout ces 40
dernières années. Le problème est donc relativement récent.
- La dispersion de l’activité agricole sur un vaste territoire donne un caractère diffus à ces
rejets. Ils sont donc moins perceptibles directement. Des mécanismes d’épuration en limitent les
effets.
- La mesure de ces rejets est difficile car à l’inverse des rejets industriels et urbains collectés
et centralisés, il ne suffit pas d’effectuer des mesures ponctuelles pour les quantifier.
- Les caractéristiques des transferts d’azotes et de phosphore (flux, concentration, vitesse,
formes, etc.) varient en fonction de diverses variables du milieu comme la pluie, la température,
l’humidité, au contraire des rejets industriels et urbains qui sont relativement constants. Ainsi, les
rejets d’origine agricole sont insuffisamment connus alors qu’ils représentent une part croissante
des apports.
-Alors que les rejets domestiques sont souvent mentionnés à l’échelle nationale comme la
source principale de phosphore, l’importance de l’activité agricole et son orientation vers les
productions animales favorisent des rejets agricoles plus abondants (Cann et al. 1999).
Répartition des rejets de phosphore selon les productions animales
Selon une étude francaise , Au niveau de répartition , les bovins contribuent au deux tiers des rejets,
suivis des porcins et des volailles. En Bretagne c’est le contraire ; la contribution des porcins et des
volailles est nettement plus importante (Figure 12).
Exemple
Figure 12 : Estimation de la répartition du phosphore desdéjections animales produites
annuellement enFrance dont le total représente près de 310 000tonnes de P (d’après Guegin, 1996
in CORPEN, 1998) Estimation de la répartition du phosphore desdéjections animales produites
annuellement en 2000 dont le total représente près de 62700 tonnes de P (d’aprèsGiovanni, 2002)
PREMIERE PARTIE COURS
27
La part du phosphore minéral dans les apports sur les sols diminue régulièrement et assez fortement
depuis plusieurs années grâce à un changement des pratiques agricoles et à une modification des
engrais composés binaires ou tertiaire proposés par l’industrie (Aurousseau, 2001). La
consommation d’engrais minéraux phosphatés a diminué plus que dans l’ensemble de la France : de
35 kg de P/ha en 1980, la consommation bretonne est passée à 14 kg de P/ha en 1997 (Cann et al.,
1999).
Cependant, dans les zones à forte densité d’élevage (Pays-Bas, Danemark, Nord de l’Italie) et le
nord-ouest de la France, l’augmentation de la production animale et donc des déjections chargées en
phosphore a fortement fait augmenter les entrées de phosphore dans la région ; alors même que des
mesures étaient prises pour réduire l’utilisation d’engrais minéraux.
2.3.2.4.Le phosphore dans les sols
· Le phosphore est de nature organique et inorganique
a- Le phosphore inorganique (minéral), est associé à des composés amorphes ou cristallins
d'aluminium et de fer dans les sols acides et à des composés du calcium dans les sols
alcalins. La solubilité et la biodisponibilité du phosphore minéral ou sa rétention par la
phase solide sont régies par les lois des équilibres chimiques, qui varient notamment avec le
pH.
b- Le phosphore organique, est associé à la matière organique du sol. Il doit, le plus souvent,
être minéralisé avant d’être utilisé par les plantes et les micro-organismes.
· Il existe à l’état soluble et à l’état particulaire (Figure 12).
Qu’il soit à l’état soluble ou particulaire, le phosphore peut être de nature minéral et organique.
Le phosphore minéral représente une fraction plus mobile et plus abondante que le
phosphoreorganique (Despreaux, 1990). Il y a donc deux états :
Le phosphore soluble (P-soluble)
Le phosphore particulaire
Le transfert de phosphore par ruissellement se fait majoritairement sous forme particulaire.
Remarque : Le phosphore particulaire se présente soit sous forme associée à des particules
minérales, organiques ou organo-minérales, soit il se présente lui-même sous formes de composés
minéraux cristallisés. Une partie de ce phosphore particulaire se retrouve dans le P assimilable et
une autre partie dans le P inassimilable
· Le phosphore du sol se mesure sous 3 formes différentes :
1. Le phosphore total regroupe toutes les formes du phosphore présentes dans le sol.
2. Le phosphore assimilable ou biodisponible correspond au phosphore directement
assimilable par les plantes. Il se présente à la fois sous forme soluble et particulaire. Il se
PREMIERE PARTIE COURS
28
0mesure en P2O5, soit par la méthode Dyer dans les sols acides, soit par la méthode Joret-
Hebert dans les sols calcaires. Depuis quelques années, une autre méthode est utilisée et
tend progressivement à se développer : il s'agit deLa méthode Olsen. on parle de P2O5
Dyer, en référence à la méthode la plus souvent utilisée.
3. Le phosphore soluble, présent dans la solution du sol.
Comportement du phosphore dans les sols
Dans les sols, le phosphore est associé aux particules de sols (phosphore particulaire). Il est aussi
présent sous forme soluble (phosphore soluble) dans la solution du sol en faible quantité.
Les mécanismes d’échanges de phosphore entre la phase solide et la solution sont nombreux.
Ces mécanismes d’échanges sont (Vanden Bossche, 2003) :
- L’adsorption
- La désorption
- La précipitation
- La dissolution
La solubilité du phosphore dans un sol est sous le contrôle de nombreux mécanismes physico-
chimiques et biologiques. Les mécanismes majeurs impliqués dans la régulation de la solubilité sont
les réactions de complexation avec des oxyhydroxydes de fer et d’aluminium notamment, la
diffusion intra particulaire, les réactions de précipitation, dissolution et minéralisation et
immobilisation par la biomasse microbienne. Les principaux constituants du sol responsables du
maintien de la concentration en phosphore dissous sont les argiles minéralogiques, les oxydes et
hydroxydes de fer et d’aluminium, le carbonate de calcium et la matière organique (Vinatier, 2004).
Les propriétés physico-chimiques du sol, ainsi que les mécanismes liés au fonctionnement des
racines et à l’activité de la biomasse microbienne, jouent un rôle important dans les processus
d’échanges entre la phase solide et la solution (Morel, 2002).
2.3.2.5.Le phosphore dans l’eau
Formes du phosphore dans l’eau
La diversité des formes du phosphore dans les eaux est telle qu’elle a donné lieu à une distinction
simplifiée entre phosphore soluble et phosphore particulaire (Dorioz, 1997).
1.Le phosphore est dit soluble (P-soluble) quand il n’est pas retenu par un filtre dont les pores ont
une taille de 0,45 μm. Pour l’essentiel, le phosphore soluble est constitué d’ions phosphates ou
ortho phosphates qui sont assimilables par les végétaux et qui, dans le réseau hydrographique,
interviennent directement dans l’eutrophisation des eaux. Le phosphore soluble est aussi présent
dans la solution du sol mais en faible quantité.
PREMIERE PARTIE COURS
29
2.Le phosphore particulaire (> 0.45 μm) regroupe toutes les formes de phosphore, minérales ou
organiques, liées aux minéraux, à des débris divers ou incorporées dans les organismes. Le transfert
de phosphore par ruissellement se fait majoritairement sous forme particulaire.
(1) Phosphore particulaire fixe, immobile (2) Phosphore particulaire mobilisable
Figure13 :Répartition du phosphore total. Chaque fraction contient du phosphore minéral et dans
une moindre part du phosphore organique.
2.3.2.6Comportement du phosphore dans l’eau
Dans les eaux, différents processus de transformation du phosphore soluble et particulaire s’opèrent
a. Dans les eaux douces
_ Le phosphore soluble peut être considéré comme totalement assimilable ou bio-utilisable,
directement ou après action enzymatique, ce qui ne signifie pas qu’il soit consommé par les
végétaux. L’assimilation est en effet plus ou moins forte selon l’intensité de l’activité biologique
(optimum : printemps, été).
_ Le phosphore soluble peut aussi être adsorbé par les particules en suspension, ou précipité, puis
sédimenté, ce qui finalement contribue à enrichir les sédiments profonds.
_ Une désorption notable de phosphore soluble à partir de ces sédiments apparaît lorsque des
conditions anaérobies s‘établissent à l’interface eau/sédiments et provoquent une réduction du fer et
donc une libération du phosphore qui lui était associé.
_ Le phosphore particulaire peut soit interagir avec du phytoplancton pour être assimilé,
soit sédimenter (Dorioz, 1997).
_ Dans le réseau hydrographique, la désorption du phosphore s’opère à l’occasion des crues sous
l’effet, en particulier, de la remise en suspension de particules solides.
PREMIERE PARTIE COURS
30
b. Dans les eaux de ruissellement
La désorption du phosphore s’opère à l’occasion des épisodes pluvieux sous l’effet, en particulier,
de la remise en suspension de particules de sol.
c. Dans les eaux marines
En milieu estuarien et marin, l’ion orthophosphate constitue l’essentiel de la forme minérale
dissoute qui sera directement assimilée par le phytoplancton et les macro-algues. Les formes
organiques dissoutes (acides nucléiques, phospholipides…) sont quant à elles minoritaires dans
cette phase soluble.
Le phosphore parvient aussi au milieu marin sous différentes formes particulaires qui sont
essentiellement (Andrieux, 1997) :
- Le phosphore organique présent dans les débris végétaux ou animaux,
- Les formes de phosphore adsorbées à la surface de particules minérales,
- Les formes minéralogiques et occluses dans des matrices de minéraux.
Le phosphore qui circule dans les eaux douces sous forme particulaire flocule et sédimente pour
l’essentiel à son arrivée en milieu marin. Une part du phosphore en solution peut lui aussi
sédimenter suite à une précipitation consécutive à l’augmentation de la force ionique. On peut
considérer que le phosphore organique particulaire est utilisable, après minéralisation, par les
végétaux marins ; le phosphore adsorbé sur des oxydes métalliques de fer ou d’aluminium pourra
être libéré, sous certaines conditions physico-chimiques régnant par exemple dans des sédiments
anoxiques. Par contre le phosphore contenu dans des minéraux comme l’apatite n’est pas
biodisponible pour les végétaux marins (Guillaud J.F. Ifremer, comm. Pers.).
2.3.2.7Les formes d’apports de phosphore sur les sols
Le phosphore apporté sur les sols, qu’il soit d’origine animale ou minérale, contient une part soluble
relativement importante (surtout le superphosphate, engrais minéral). Compte tenu de sa solubilité,
le risque de transfert est particulièrement important s’il n’est pas enfoui et que se produit un
événement pluvieux important. Comme pour tous les apports de surface, le risque de transfert, pour
des formes aussi solubles, est d’autant plus grand qu’il reste longtemps à la surface du sol.
Le phosphore des déjections animales
Aujourd’hui, les déjections animales sont la principale source de phosphore apportées aux sols. La
contribution des productions animales hors sol (porcs et volailles) est la plus importante (Tableau
7).
PREMIERE PARTIE COURS
31
Tableau 7 : Estimation de la production annuelle de phosphore d’origine animale en 2000 (d’après
Giovanni, 2002)
Le phosphore des engrais minéraux
Le “superphosphate” est une forme d’apport d’engrais minéraux phosphatés très soluble. ,la part du
phosphore minéral dans les apports sur les sols diminue régulièrement et assez fortement depuis
plusieurs années grâce à un changement des pratiques agricoles et à une modification de la
composition des engrais composés binaires ou tertiaires proposés par l’industrie des engrais
(Aurousseau, 2001).
D’après Cann et al. (1999), la consommation d’engrais minéraux phosphatés a diminué plus que
dans l’ensemble de la France : de 35 kg de P/ha en 1980, la consommation bretonne est passée à 14
kg de P/ha en 1997.
_ Cette diversité des formes du phosphore et la complexité du cycle géochimique rendent très
difficile l’approche des quantités et des formes sous lesquelles le phosphore pourra être transféré du
bassin versant vers le réseau hydrographique.(Figure14)
PREMIERE PARTIE COURS
32
Figure 14: Les processus de transfert du phosphore dans le bassin versant
2.3.2.8Transfert du phosphore principalement pendant les crues
Le taux de phosphore transféré au cours d’eau sous forme particulaire est largement majoritaire par
rapport au taux de phosphore transféré sous forme soluble et a lieu principalement au cours des
crues (Figure 14).
Figure 15 : Exemple de variation des concentrations en phosphore dans l’eau pendant une crue(la
crue des 25-26 mai 1998 sur le Coët-Dan), Cann et al., 1999.
PREMIERE PARTIE COURS
33
Au début des crues, lorsque le débit augmente, les concentrations en phosphore total croissent très
rapidement. Le phosphore soluble réactif (phosphore disponible pour les plantes, ion phosphate)
augmente très nettement mais dans de moindres proportions et de manière moins rapide que le
phosphore total. C’est donc sous une autre forme (majoritairement particulaire) qu’arrive l’essentiel
du phosphore en crue, spécialement au début de crue. L’augmentation de concentration en
phosphore total accompagne l’augmentation brutale et brève de la teneur des eaux en matières en
suspensions (MES).
Le maximum des concentrations s’observe souvent avant que le débit maximum soit atteint. La
concentration en phosphore change ainsi d’ordre de grandeur : la concentration est couramment
multipliée par 20 en moins d’une demi-heure. Ce type d’observations s’observe systématiquement
lors des crues (Cann, 1999)
2.3.2.9Mode de transfert du phosphore particulaire
Le phosphore a une forte capacité de fixation sur les particules du sol. Ainsi, parmi toutes les voies
de transferts possibles vers le réseau hydrographique, le ruissellement de surface et l’érosion sont
les voies prépondérantes qu’emprunte le phosphore (CSEB, 2003).
Les quantités de phosphore total transférées augmentent avec le taux d’érosion et la teneur en
phosphore des particules érodées est alors directement proportionnelle au stock de phosphore dans
les premiers centimètres du sol. Enfin, d’une manière générale, les particules de sol érodées, riches
en particules fines, sont plus chargées en phosphore que les particules de la couche de sol dont elles
proviennent.
En effet, les eaux de ruissellement s’enrichissent en phosphore au contact avec le sol. Elles se
chargent en partie de phosphore soluble mais surtout en particules de sol érodées enrichies en
phosphore. En effet, ces matières en suspensions (MES) transférées par les eaux de ruissellement
sont plus riches en phosphore (P) que les compartiments du sol. Ces particules sont plus réactives
vis-à-vis du phosphore (Vanden Bossches, 2003, Dorioz et al, 1997) du fait notamment de leur plus
grande surface spécifique susceptible de réagir avec le phosphore de la solution du sol. Pour le
phosphore total, on admet en première approximation un facteur d’enrichissement moyen .
Tableau 6 : Estimation de l’enrichissement entre le sol et les MES transférés par ruissellement
(Aurousseau, comm. Pers.)
PREMIERE PARTIE COURS
34
Les temps de transfert du phosphore particulaire pour rejoindre le réseau hydrographique sont assez
courts. Ils dépendent des obstacles au ruissellement présents sur la parcelle. En effet, le phosphore
peut subir une série de dépôts et de reprises sur son parcours.
2.3.2.10.Mode de transfert du phosphore soluble
Le phosphore soluble suit les mêmes processus de transfert que les écoulements d’eau. Il est
transféré au réseau hydrographique par deux voies : le ruissellement ensurface et le lessivage par
percolation à travers le sol.
Cependant, les transferts de phosphore par lessivage sont relativement faibles par rapport aux
transferts de surface. Ils sont estimés inférieurs à 0.1 kg de P/ha/an alors que les quantités associées
au transfert de surface peuvent être comprises entre 0.05 et 2.5 kg de P total/ha/an (Dorioz, 1997).
Une étude réalisée dans le Morbihan (Comlan, 1996) montre une faible migration du phosphore
dans le profil du sol en dessous de l’horizon labouré. Par ailleurs, une étude de l’INRA de Quimper
(Simon et Lecorre, 1989) réalisée sur sol cultivé d’origine granitique a permis de mesurer des
quantités de phosphore lessivées comprises entre 0.1 et 0.15 kg de P/ha/an. Les temps de transfert
du phosphore soluble sont très variables (de l’ordre de quelques heures à quelques années). Dans les
sols drainés, les temps de transferts sont accélérés du fait des drains qui occasionnent un circuit plus
rapide vers le réseau hydrographique. Bien que minoritaire par rapport aux pertes de phosphore
particulaire, les pertes de phosphore soluble ne doivent pas être négligées. En effet, le phosphore
soluble est directement disponible non seulement pour les cultures mais aussi pour les végétaux
aquatiques responsables de l’eutrophisation. D’autre part, même si le transfert de phosphore vers le
réseau hydrographique pendant la saison humide se réalise principalement sous forme particulaire et
concerne des formes assez insolubles, ce phosphore se convertit en partie dans le réseau
hydrographique en phosphore soluble, interagissant directement sur l'eutrophisation au cours de la
belle saison.
PREMIERE PARTIE COURS
35
2.3.3.Le Cycle du silicium
Introduction :
Silicium, aluminium et fer sont les plus abondants des éléments dans l’écorce terrestre après
l’oxygène, plus de 75 % des roches affleurant a la surface du globe sont constituées de silicates et
d’aluminosilicates (tableau 9). Ces éléments sont ainsi toujours présents parmi les produits libères
par l’altération des roches et, étant peu ou très peu solubles dans des conditions oxydantes, ils
participent a la précipitation des minéraux secondaires des sols. La plupart des minéraux des roches
et des sols sont des silicates et des oxydes de fer et d’aluminium, les carbonates n’étant abondants
que dans des milieux géologiques ou pédologiques spécifiques.
En particulier parce que ces éléments ne font pas partie des nutriments majeurs traditionnels et se
présentent le plus souvent sous forme de minéraux ou d’édifices complexes rarement purs et
souvent mal ordonnes. Or, leurs propriétés et comportements a la surface du globe sont déterminés
par des interactions contrôlées en grande partie par l’activité biologique, déterminante quant a leur
mobilité et quant au résultat final de la formation des sols.
Tableau 7 : Ordre de grandeur de l’abondance des éléments majeurs dans différents compartiments
de la surface terrestre(1 adapte de Rudnick et Gao, 2003 ; 2 Open University, 1989)
Il s’agit de l’élément le plus abondant dans l’écorce terrestre après l’oxygène. Le cycle global du
silicium comporte trois compartiments, continental, océanique et atmosphérique, aux stocks très
inégaux : considérant les trois premiers mètres de roche, le stock continental est de l’ordre de 3,8
1017 kg, le stock océanique est de l’ordre de 2,5 1015 kg et le stock atmosphérique est limite aux
particules présentes dans les aérosols.
Le silicium est presque toujours présent parmi les produits libères par l’altération des roches. Il est
relativement soluble dans l’eau (≈ 10−2,7 mol.kg−1 a 20 ◦C), sa concentration dans les eaux des
sols et des nappes est contrôlée par les cinétiques de dissolution des minéraux des roches et par les
PREMIERE PARTIE COURS
36
dissolutions/ précipitations des minéraux secondaires des sols, majoritairement des argiles. Il est
transfère des continents vers les océans sous forme dissoute (≈ 157 109 kg.an−1) et dans les
particules détritiques (≈ 4 400 109 kg.an−1) (Seebeck 1979). Sous forme dissoute, dans des
conditions usuelles des eaux naturelles (pH 3-8), le silicium est essentiellement sous forme d’acide
siliciqueH4SiO4. Il se complexe peu avec les matières organiques naturelles, mais peut se combiner
avec l’aluminium dans toutes les gammes de pH pour former des monomères et polymères
aluminium-silicium (Doucet et al. 2001) susceptibles d’évoluer vers la néoformation de minéraux
Al-Si.
Dans les solutions de sol, la concentration de silicium dissous varie selon le pH en suivant les
variations de solubilité des aluminosilicates ; dans des conditions acides (pH < 5), elle diminue au
fur et à mesure que le pH augmente.
Gérard et al. (2003) observent dans un sol forestier acide des concentrations de l’ordre de 10−3 M à
pH 3,9 et de l’ordre de 10−4 M a pH 4,6. Dans des conditions basiques (pH > 7), sa concentration
augmente avec le pH. La concentration moyenne mondiale dans les eaux de rivières est de l’ordre
de 10−3,8 mol.kg−1, mais la variabilité est grande dans le temps et l’espace, par exemple supérieure
à 10−3,5 mol.kg−1 pour le Paraná mais inférieure à 10−4,5 mol.kg−1 pour le Saint-Laurent
(Seebeck et Helmer, 1989). Le silicium est l’un des rares éléments dont la concentration dans les
eaux de rivières est généralement supérieure à la concentration dans l’eau de mer (de 10−4,2 a
10−5,3). Dans les rivières et les océans, il constitue un nutriment souvent limitant et sa
concentration est contrôlée par l’activité biologique selon des mécanismes assez bien connus. Il est
précipite sous forme d’opale par des organismes tels que diatomées, radiolaires ou éponges ; la
sédimentation océanique de silice biogénique se situe autour de 188 109 kg.an−1.
Le rôle du cycle du silicium à l’échelle du globe et des temps géologiques est aujourd’hui bien
établi : acquisition de la composition moyenne de la croute continentale, cycles sédimentaires,
relation entre cycle du silicium et du carbone.
La partie biologique océanique de son cycle est également trèsdocumentée (Tréguier et al. 1995).
La composante biologique continentale de ce cycle est beaucoup moins bien connue. Le peu
d’intérêt porte aux aspects biologiques du cycle du silicium en milieu continental vient de ce que le
silicium n’était pas jusqu’ici, en raison de son abondance, considère comme un nutriment limitant,
et que son rôle dans la physiologie végétale n’était pas encore clairement identifie. Malgré tout, on
sait depuis longtemps qu’il est un composant essentiel des rhyolithes et plusieurs études récentes
ont montré la nécessite de mieux connaitre sa bio géochimie continentale (Lucas et al., 1993 ;
Conley, 2002 ; Basile-Doelsch et al., 2005).
Cet intérêt récent a plusieurs origines : le recyclage biologique est susceptible de jouer un rôle
essentiel quant a la nature des minéraux secondaires formes dans les sols ; il joue un rôle
physiologique encore mal connu mais certain pour un grand nombre de plantes ; il participe aux
bilans globaux ; la silice biogène est enfin susceptible de servir de traceur des processus d’altération
ainsi que de marqueur des paléo-environnements.
PREMIERE PARTIE COURS
37
2.3.3.1 Recyclage biologique du silicium en milieu continental et son impact sur la pédogenèse
2.3.3.1.1 Recyclage biologique et équilibres minéraux-solutions
L’effet du recyclage biologique de silicium sur la pédogenèse a été mis en évidence a partir de
l’étude des couvertures de sol très évoluées des pays équatoriaux. Celles-ci constituent des modèles
géochimiques particulièrement intéressants du fait de la disparition quasi-totale des minéraux
primaires les plus solubles. Les considérations géochimiques y sont ainsi simplifiées, les minéraux
secondaires pouvant être considères comme potentiellement a l’équilibre avec les conditions
physicochimiques locales. Il apparait alors une contradiction apparente entre la composition
minéralogique observée des sols et la séquence de stabilité des minéraux secondaires dans le
système silicium-aluminium. Si l’on considère que les concentrations dans la solution du sol du
silicium et de l’aluminium dissous sont minimales quand l’eau de pluie commence à s’infiltrer puis
qu’elles augmentent progressivement en profondeur avec le temps de résidence de l’eau, on s’attend
à observer des horizons superficiels gibbsitiques alumineux, hautement lixivies, au-dessus
d’horizons kaolinitiques, plus riches en silicium. Or c’est généralement l’inverse qui est observé : la
kaolinite est le minéral dominant dans les horizons de surface et quand des horizons gibbsitiques
sont observés, ils se situent en profondeur sous forme d’altérites gibbsitiques, d’horizons
bauxitiques ou d’accumulations diffuses de gibbsite.
La recherche des processus a l’origine de cette anomalie apparente a conduit à examiner le rôle des
plantes. La quantification des éléments recycles par la foret et réinjectes en surface du sol par la
dégradation de la litière a alors montre que les solutions ayant percole la litière sont susceptibles
d’êtresursaturées par rapport à la kaolinite (Lucas et al., 1993 ; Furian et al., 2002) ; les horizons
kaolinitiques superficiels des sols des régionséquatoriales apparaissent ainsi comme une
conséquence directe de l’activité biologique. Il est apparu également que ce mécanisme n’est pas
spécifique des forets équatoriales. L’examen de nombreux, cas tant tropicaux que tempérés, a
montré que les forets recyclent des quantités de silicium de l’ordre de 20 à 50 kg.ha−1.an−1 (Lucas,
2001), le maximum de l’ordre de 1 000 kg.ha−1.an−1 ayant été observe pour des forets de bambou
de la Réunion (Meunier et al., 1999).
En climat tempéré, la plus grande abondance des minéraux silicatés altérables est cependant
susceptible de diluer suffisamment la composante biologique dans la composante géochimique pour
que la concentration en silicium puisse être utilisée pour tracer l’altération des silicates primaires
dans un sol (Gérard et Ranger, 2004). En revanche, dans les milieux dans lesquels la disponibilité
de Si est faible (minéraux primaires peu solubles, milieux fortement lixiviés), la silice biogénique
joue un rôle essentiel sur les équilibres minéraux-solutions. On est cependant encore loin de savoir
décrire ces effets de manière satisfaisante.
2.3.3.2 Bio géochimie du silicium, bilans globaux et grands cycles
2.3.3.2.1. Effets à moyen et long terme des pratiques culturales sur les propriétés des sols
L’évaluation des effets a moyen et long terme, pour les différents types de sols, d’une modification
anthropique du couvert végétal passe par la compréhension des mécanismes aussi bien que par la
PREMIERE PARTIE COURS
38
mise en œuvre d’études sur site permettant d’établir des bilans de masse au moins à l’échelle d’un
profil. On estime que 210 à 224 106 tonnes de silicium sont exportées des sols par les récoltes
chaque année (Matichenkov et Calvert, 2002).Ces valeurs sont du même ordrede grandeur que les
valeurs globales de silicium exporté des continents versles océans. Cette exportation de silicium
n’est-elle pas susceptible de favoriser un appauvrissement progressif des sols et une diminution de
leur fertilité ? Les cultures de graminée a forte exportation de silicium (canne à sucre, riz) sont à cet
égardà prendre en considération, en particulier pour les milieux dans lesquels les apports
allochtones de silicium (irrigation, aérosols) sont à un niveau très bas.
2.3.3.2.2.Nouvelles questions.
Si l’on considère que les plantes ont permis le maintien sur les surfaces continentales d’un stock de
silicium important, quels en ont été les effets cumules a très long terme ? Le milieu forestier a
permis au cours des temps pédologiques le maintien sur les continents d’un stock de silicium dont
l’ordre de grandeur (200 Tmol.an−1) serait celui de la totalité du stock océanique (240 Tmol.an−1)
(Conley, 2002).Il convient d’évaluer l’impactde cette dynamique sur la composition moyenne des
sédiments océaniques susceptiblede jouer, à très long terme, sur la composition de la croûte
continentaleelle-même.
Par ailleurs, dans quelle mesure les actions anthropiques (cultures, barrages) modifient-elles le cycle
du silicium et quelles en sont les conséquences ? D’après Ittekkot et al. (2000), les flux de silicium
des rivières sont en diminution, principalement en conséquence de l’eutrophisation et de la
construction de barrages qui permettent le développement de diatomées d’eau douce
consommatrices de silicium. L’exportation par les cultures est elle-même susceptible de participer à
la diminution des flux de silicium. Ce dernier étant un nutriment limitant en milieu marin, il peut en
résulter une perturbation notable de la production phytoplanctonique marine.
2.3.3.2.3. Le silicium et la production végétale
2.3.3.2.4.Importance agronomique du silicium
Bien que le silicium soit fortement recycle par de nombreuses espèces de plantes, ce n’est que
depuis peu de temps que les agronomes s’y intéressent (Epstein, 1999). Il n’est avère comme
nutriment essentiel que pour certaines espèces, mais son utilisation comme fertilisant est bénéfique
pour de nombreuses espèces, monocotylédones aussi bien que dicotylédones (Datnoff et al., 2001).
Il augmente la qualité et la productivité des cultures aussi variées que le riz et la canne à sucre ou la
laitue. Il agit soit directement, par son rôle dans les propriétés mécaniques des tissus ou dans le
métabolisme, ou indirectement, par son rôle sur les propriétés du sol et de sa phase aqueuse. La
plupart des mécanismes à l’ origine de ces effets sont encore, cependant, mal connus
2.3.3.2.5. Absorption racinaire du silicium
L’absorption racinaire spécifique du silicium a partir de la solution du sol n’a fait l’objet que de très
peu d’études, contrairement a l’aluminium, plus largement étudié en raison de son
PREMIERE PARTIE COURS
39
caractèrephytotoxique. Il s’agit cependant d’un mécanisme fondamental, car il va régler non
seulement la quantité de silicium absorbe par la plante, mais egalement les concentrations relatives
dans la solution du sol des elements majeurs qui participent aux precipitations de mineraux
secondaires (silicium, aluminium, fer. . .). La simple observation des teneurs en silicium des tissus
des differentes especes de plantes montre qu’il ne s’agit probablement pas d’une simple absorption
passive : les arbres d’une meme foret amazonienne montrent des teneur en silicium dans les feuilles
et les bois allant, selon les especes, de moins de 5 % a plus de 80 % de la matiere minerale. De
telles differences impliquent des processus d’absorption active ou de limitation de l’absorption,
selon les especes, dont il convient de rechercher l’utilite pour la plante.
2.3.3.2.6. Précipitation du silicium dans les tissus
La polymerisation de l’acide silicique dans les cellules vegetales des diatomees fait l’objet d’un
nombre croissant d’etudes, qui ont montre des mecanismes specifiques et une cinetique de
precipitation remarquablement rapide par rapport a ce qui peut etre obtenu in vitro. Plusieurs
equipes travaillent actuellement a determiner la nature des biomolecules impliquees (Hildebrand,
2003). L’interet economique potentiel de ces travaux (obtention rapide de materiaux siliceux a
grandes surfaces specifiques) amene a s’interesser aux plantes superieures et en particulier au riz. Il
importe egalement de s’interesser a la nature et aux lieux d’accumulation de silicium dans les tissus.
De tels travaux, outre les elements de comprehension concernant son role physiologique,
permettront d’aborder le probleme de la solubilite differentielle des accumulations du silicium a
l’alteration. Une etude de Watteau et Villemin (2001) montre par exemple la diversite des
accumulations de silicium dans les tissus du hetre : phytolithes classiques, revetements,
accumulations diffuses. Ces différentes formes le libèrent avec des cinétiquesdifférentes lors de la
minéralisation des tissus. Des travaux comparables ont également été menés sur des pins.
2.3.3.3. Rôles physiologiques spécifiques du silicium
Il s’agit là d’un vaste champ de recherche qui concerne à la fois les mécanismesà l’interface sol-
racine et le milieu intérieur a la plante. Le rôle des précipitations de silice sur le comportement
mecanique des tissus est bien etabli (Rafi et al., 1997), tandis que le role des phytolithes comme
constituant des fenetres lumineuses sur les cellules mesophylliennes est une hypothese moins
argumentee. Le role du silicium sur la resistance a la secheresse et a l’exces d’humidite
(hydromorphie) reste a etablir, tandis que son effet benefique sur la resistance aux metaux toxiques
(manganese, aluminium, zinc et autres metaux) est avere, meme si les mecanismes restent encore a
etablir. L’effet de la disponibilite du silicium sur la toxicite aluminique est le processus qui a ete le
plus etudie. Les mecanismes mis en jeu sont divers. La coprecipitation de silicium et d’aluminium
sous forme d’aluminosilicate dans la solution du sol, donc en amont de la plante, joue un role
effectif mais seulement a pH pas trop faible (>4-5). L’evidence de processu in planta est croissante,
telle que des coprecipitations aluminium-silicium dans les tissus vegetaux ou la stimulation de
l’exsorption d’acides organiques complexants par le silicium. Enfin, les effets indirects du silicium
sur l’absorption d’autres nutriments sont averes dans certains cas : l’affinite du silicium pour
l’aluminium ameliore par exemple la biodisponibilite du phosphore.
PREMIERE PARTIE COURS
40
2.3.3.4.Le développement de nouveaux outils
2.3.3.4.1.Traceurs géochimiques du silicium et datations absolues
Le developpement de traceurs geochimiques du silicium sera tres utile. Deux approches sont
actuellement en cours de developpement. La premiere est basee sur l’utilisation des rapports
germanium/silicium. Les eaux de rivieres tendent a s’aligner le long d’une courbe de melange entre
un pole 1 caracterise par des teneurs elevees en silicium et un rapport germanium/silicium faible et
un pole 2 caracterise par des teneurs en silicium faible et un rapport germanium/silicium eleve.
D’apres Kurtz et al. (2002), les eaux de composition egales au pole 1 seraient controlees par les
phytolithes. La deuxieme approche est basee sur l’utilisation des isotopes du silicium. Les valeurs
de δ30Si des eaux de rivieres sont plus positives que celles des roches parentales, suggerant qu’il
existe un fractionnement isotopique lors de l’alteration (De la Rocha et al., 2000). Plusieurs puits
des isotopes du silicium sont envisages : phytolithes, argiles et ciments siliceux. Par ailleurs, le
developpement de techniques permettant une datation des mineraux secondaires, telle que la RPE
appliquee aux mineraux argileux, permettra d’evaluer la stabilite des mineraux secondaires et,
indirectement, le role a long terme du recyclage biologique.
2.3.3.4.2. La silice biogénique comme marqueur paléo-environnemental
Les phytolithes presentent des formes caracteristiques des vegetaux dans lesquels ils ont ete
precipites. A l’instar des pollens, ils sont des marqueurs potentiels de l’histoire paleo-
environnementale. L’utilisation des phytolithes comme marqueurs suppose que leur age moyen
augmente avec la profondeur. Ce principe a ete verifie pour un ferralsol bresilien par comparaison
avec les enregistrements polliniques d’une tourbiere voisine, dans une region marquee par des
alternances foret-savane (Alexandre et al., 1997).
PREMIERE PARTIE COURS
41
2.3.4. Le Cycle de la Matière organique
La matière organique (MO) est l'ensemble des molécules contenant du carbone (C), issues des
organismes vivants ou les constituants. A l'opposé se trouve la matière minérale ou matière inerte.
La matière organique regroupe :
- les métabolites produits par les êtres vivants
- les cellules vivantes ou mortes, animales ou végétales et toutes les molécules résultant de la
décomposition de ces cellules.
- les molécules de synthèse dont font partie les produits phytosanitaires.
La matière organique présente dans les eaux de surface (rivières, lacs, étangs, …) peut avoir deux
origines :
1-La matière organique autochtone : vivante ou détritique, elle est constituée en majeur partie de
phytoplancton, de zooplancton et de bactéries, mais aussi de macrophytes et d’autres algues
benthiques. La matière organique autochtone est issue d’une production interne aux masses d’eau et
se forme principalement par voie photosynthétique. Elle est très abondante dans les étendues d’eau
stagnantes (lacs, étangs) riches en sels nutritifs et de ce fait soumis au processus d’eutrophisation.
2-La matière organique allochtone, issue de la végétation, des sols et des roches mères des
bassins versants. Les matières organiques provenant de la végétation (litières) sont plus ou moins
indépendantes des apports minéraux, tandis que celles issues des sols et des roches mères sont liées
à la matrice minérale des particules en suspensions. Les transferts au réseau hydrographique se font
par des vecteurs hydrologiques (ruissellement, écoulements hypodermiques et de nappe), éoliens ou
par chute directe. Ce compartiment comprend également les apports de matière organique
anthropique, par exemple ceux provenant des déjections animales (fumier, lisier), desrésidus
urbains et/ou industriels (eaux usées, boues de stations d ‘épuration, hydrocarbures).
Ces deux types de matière organique peuvent se trouver dans les masses d’eau soit sousforme
particulaire, soit sous forme dissoute dépendant de la taille des molécules d’origines ou de l’état de
décomposition de leurs précurseurs végétaux ou animaux.
Figure16 :Multiplicitédes sources de matière organique
PREMIERE PARTIE COURS
42
2.3.4.1.La matière organique allochtone
La source majeure de matière organique allochtone du réseau hydrographique est le réservoir
constitué par la biosphère terrestre. Ce réservoir inclut la biomasse vivante, la biomasse détritique
peu ou pas dégradée (litière) ainsi que la matière organique des sols composée principalement de
substances humiques phénoliques résultant de la décomposition de la litière. Ces substances
humiques forment souvent des complexes avec les minéraux argileux des sols.
Les sols
La matière organique est l’un des principaux composants des sols. On la reconnaît facilement à sa
couleur très sombre, voire noire, et à son odeur. Elle est, en général, très présente dans la partie
supérieure du sol où elle joue un rôle clef dans les relations entre le sol et les plantes, dans la
structure du sol et dans sa richesse.
On distingue quatre groupes de matières organiques dans les sols :
- La matière organique vivante, végétale et animale, qui englobe la totalité de la biomasse en
activité. La biomasse végétale et microbienne est supérieure à la biomasse animale. Elle est
essentiellement représentée par les champignons, puis les bactéries et les actinomycètes. Le rôle de
cette microflore de décomposition est de se nourrir des matières organiques mortes (nécromasse), ce
qui conduit à les minéraliser.
- Les débris d’origine végétale (résidus végétaux, exsudats) et d’origine animale (déjections et
cadavres) qui sont regroupés sous le terme de matière organique fraîche. La nature de cette MO
fraîche est directement liée aux activités de surface et en premier lieu au couvert végétal (forêt,
prairie, cultures). Elle est donc en majorité composée de MO végétale (cellulose, lignines, pectines,
alguines, etc.)
- Des composés organiques intermédiaires sont les matières organiques en cours d‘évolution
entre la MO fraîche et les composés organiques stabilisés : les matières humiques (humus).
- Les composés organiques stabilisés : phase aboutie de la décomposition de la matière organique
(acides fulviques, acides humiques, humine). La matière organique des sols peut se retrouver dans
les cours d’eau sous forme particulaire (COP) à l’occasion des phénomènes d’érosion et de
ruissellement ou sous forme dissoute (COD) lors des processus de lessivage.
Les litières et la végétation rivulaire
Les litières constituent l’horizon supérieur (horizon 0) des sols. La composition des litières dépend
de la végétation et de l’occupation des sols alentours. Les litières sont constituées de feuilles, de
brindilles, de fruits, de morceaux d’écorces et de graines. L’apport dominant de matière organique
issu des litières au cours d'eau est généralement celui des feuilles.
Les apports à la rivière se font par chute directe et par apports latéraux sous l’action du vent ou lors
d’épisodes de ruissellement. Ces chutes directes et les apports latéraux de litières constituent un
apport essentiel de COP dans les rivières (Veyssy, 1998). Le stock se constitue à partir d’octobre et
PREMIERE PARTIE COURS
43
atteint un maximum de décembre à février. Une fois dans le milieu aquatique, les litières y
subissent une décomposition en quelques heures ou quelques jours, temps pendant lequel les
feuilles perdent une certaine fraction de leur poids sous forme de COD. D’autre part, le lessivage
sur la végétation vivante et des litières constitue un facteur très important d’apports de COD aux
rivières. Ainsi dans les ripisylves, l’apport de COD aux sols et donc aux rivières se produit en
grande partie par l’intermédiaire des pluies lessivant le feuillage et les tiges.
Les rejets urbains
Les rejets urbains présentent deux formes majeures :
(1) les rejets pluviaux caractérisés par un drainage des zones urbaines,
(2) les rejets de stations d’épuration et d’industries.
Dans les deux cas, de fortes charges organiques parviennent à la rivière. Ces rejetsd’une forte
population bactérienne spécifique qui assure une élimination progressive de la matière organique en
aval. C’est le COD qui est surtout éliminé tandis que le COP sédimente en grande partie. La charge
en matière organique des eaux pluviales atteint, en flux et en concentration, celle des eaux traitées
des stations d’épuration. Les eaux de pluie urbaines incorporent dans un premier temps des gaz et
des aérosols atmosphériques. Au contact des surfaces urbaines, ces eaux s’enrichissent en matières
en suspension riches en polluants organiques, minéraux et sels solubles. Les principales sources
sont les lubrifiants, l’essence et les pots d’échappement, l’usure des véhicules et des chaussées, les
déjections d’animaux, les produits divers répandus sur la chaussée et le relargage des gouttières et
toitures. Véhiculant aussi des micro-polluants organiques dont l’impact sur la faune et la flore peut
être dramatique : cas des HAP (hydrocarbure aromatiques polycycliques) et des PCB
(Polychlorobenzène) par exemple, particulièrement néfastes et rémanents.
2.3.4.2. La matière organique autochtone
Les principales sources de carbone autochtone sont le phytoplancton, les bactéries en suspension
(libres ou attachées), les plantes aquatiques (macrophytes), les mousses, les excrétions d’invertébrés
et de la microflore associée aux détritus et les biofilms benthiques. La contribution de la matière
organique autochtone peut être non négligeable surtout lors des blooms planctoniques du printemps
et de l’été. Cependant, à l’échelle annuelle, la contribution autochtone des rivières est largement
minoritaire par rapport à la contribution allochtone. Elle varie d’une rivière à l’autre, mais reste
presque toujours inférieure à 10% du flux annuel total de matière organique transportée (Veyssy,
1998).
On notera que la matière organique autochtone se forme à partir des transferts de nutriments (azote,
phosphore) en provenance des sols des bassins versants. Sa production est une conséquence directe
des activités humaines sur les bassins versants.
PREMIERE PARTIE COURS
44
CONCLUSION
De nombreuses études suggèrent que dans les rivières prédominent les apports de matière organique
allochtone (Degens, 1982, 1991 ; Spitzy, et Leenheer, 1991 ; Kempe et Depetris, 1992 ; Ludwig et
al., 1996a ; Gruau G., 2004), notamment en période hivernale lorsque les flux d’eau et de matière
organique sont les plus importants (Gruau, 2004).
Cependant, d’autres auteurs (Jigorel A., comm. pers.) considèrent que la matière organique
autochtone peut être une source importante de la matière organique véhiculée par les cours d'eau.
Cette matière organique autochtone va contribuer à l’augmentation de la sédimentation dans le
réseau hydrographique, qui elle est liée à l’enrichissement en nutriments des eaux superficielles
depuis ces dernières décennies, enrichissement qui favorise une prolifération de la biomasse
végétale aquatique.
Dans les retenues collinaires, l’essentielle de la matière organique est d’origine autochtone,
notamment en été lorsque le développement d’algues engendré par les apports de nitrate et de
phosphore en provenance du bassin versant sont maximum.
Dans les eaux de surface, les matières organiques peuvent être sous forme dissoute ou particulaire :
- Les premières proviennent principalement du lessivage des sols des bassins versants. Cette
matière organique allochtone en provenance des sols est filtrée par la matrice minérale pendant le
transport et est donc essentiellement de nature dissoute. On prenddonc en compte plus
particulièrement celle-ci lorsque l’on mesure le COD.
- Les secondes proviennent essentiellement des algues issues notamment de l’eutrophisation
(origine autochtone). On prend donc en compte plus particulièrement cette matière organique
autochtone lorsque l’on mesure le COP.
2.3.4.3. La matière organique dans les eaux : méthode d’analyse et estimation
Les differentes methodes d’analyse de la matiere organique dans l’eau
L’estimation de la matière organique de l’eau par la mesure du carbone,
Figure 17 :L’estimation de la matière organique de l’eau
PREMIERE PARTIE COURS
45
a. LeCarbone organique total (COT) et dissous (COD)
Le COT est une des deux méthodes d’analyses réglementaires de la matière organique de l’eau
potable (norme AFNOR NF EN 1484, juillet 1997). Le carbone organique total (COT) est une
mesure de la teneur en carbone des matières organiques dissoutes et non dissoutes, présentent dans
l’eau. Il ne donne pas d’indication sur la nature de la substance organique. La teneur en COT est
utilisée pour estimer la quantité totale de matières organiques présentes en solution et en suspension
dans une eau. Pour une eau de surface, le COT en général est composé de 90% de carbone
organique dissous (COD) et de 10% de carbone organique particulaire. Le COD représente la
matière organique en solution. Il est mesuré après enlèvement par filtration des matières organiques
en suspension (filtration sur des membranes de 0,45 μm ou de 0.22μm selon les protocoles).
b. LeCarbone organique dissous biodégradable (CODB)
C’est la partie du COD dégradable par des bactéries. Il est estimé à partir de la décroissance du
COD après une longue période d'incubation (28 jours) en présence d'une suspension de bactéries
(AFNOR T 90-318) ou d'une biomasse fixée (AFNOR T 90-319). Pour les eaux de surface, la
valeur du CODB est en général au maximum de 30% du COD. Le terme Carbone Organique
Dissous Réfractaire (CODR) est réservé au carbone organique dissous bio-réfractaire dans les
conditions du test : CODR = COD - CODB.
L’estimation de la matière organique de l’eau par la mesure de la consommation
d’oxygèneDans l’eau, les matières organiques et les matières minérales oxydables sont des
substances consommatrices de l’oxygène de l’eau. Par conséquent, on peut quantifier leur
teneur dans les eaux au travers de paramètres équivalents à une consommation réelle ou
potentielle d’oxygène.
c. L'oxydabilité au permanganate de potassium (KMnO4) en milieu acide
L'oxydabilité au permanganate de potassium est la méthode d’analyse réglementaire pour les eaux
brutes destinées à la consommation (code de la santé publique, articles L 1321-1 à L 1321-66, livre
3, titre 2). Elle a pour but d’approcher la teneur en matières organiques présente dans l'eau brute en
évaluant la quantité d'oxygène utilisée par la réduction du permanganate de potassium par les
matières organiques. Cette analyse consiste en une oxydation chimique à chaud (100°C) en milieu
acide pendant 10 min. En théorie, elle permet de mesurer autant la fraction dissoute que la fraction
particulaire de la matière organique. En pratique toutefois, il s’avère que cette méthode dose
principalement le compartiment dissous (méthode trop "douce" pour oxyder les matières organiques
particulaires). En outre, sa limite est que d’autres substances réductrices peuvent interférer dans la
mesure. La valeur limite pour les eaux potables est de 5 mg O2/l avec un niveau guide de 2 mg
O2/l. Pour les eaux brutes, la valeur limite est de 10 mg O2/l.
d. L'absorbance UV à 254 nm
Rappel sur la méthode et les limites de détection Cette méthode de mesure est très pratique, mais
certains éléments minéraux représentent une source d'interférences. En outre, les résultats peuvent
PREMIERE PARTIE COURS
46
dépendre de la nature de la matière organique analysée. Une densité optique de 1 pour des cuves de
1 cm équivaut à une valeur approximative de 30 à 45 mg O2/l de l'oxydabilité au KMnO4 en milieu
acide. Il n'y a aucune référence quant à l'absorbance UV dans le décret n°2001-1220. Il existe une
corrélation entre le COD et l'absorbance UV. Absorbance UV (254 nm) / COD ≈ 0,03 à 0,04 pour
des eaux de rivière.
e. LaDemande biochimique en oxygène (DBOn)
La DBOn (norme AFNOR EN 1899-1et 1899-2, mars 1998) exprime la quantité d'oxygène
nécessaire à la dégradation de la matière organique biodégradable d'une eau par le développement
de micro-organismes, dans des conditions données. Les conditions communément utilisées sont 5
jours (on ne peut donc avoir qu'une dégradation partielle) à 20°C, à l'abri de la lumière et de l'air.
On parle alors de la DBO5. Cette mesure est très utilisée pour le suivi des rejets des stations
d'épuration, car elle donne une approximation de la charge en matières organiques biodégradables.
Elle est exprimée en mg de O2 consommé par litre. Echelles de valeur de DBO5 :
- Eau naturelle vive : < 1 mg O2/l
- Rivière légèrement polluée : entre 1 et 3 mg O2/l
- Effluent urbain : entre 100 et 400 mg O2/l
- Rejet de STEP : entre 20 et 40 mg O2/l.
Cette norme européenne est applicable à tous les types d’eau dont la demande biochimique en
oxygène est supérieur ou égale à la limite de détermination de 3 mg/l d’oxygène, et ne dépasse pas
6000 mg/l d’oxygène.
f. La Demande chimique en oxygène (DCO)
La DCO (norme AFNOR NF T 90-101, octobre 1988) exprime la quantité d'oxygène nécessaire
pour oxyder la matière organique (biodégradable ou non) d'une eau à l'aide d'un oxydant puissant, le
bichromate de potassium. Ce paramètre offre une représentation plus ou moins complète des
matières oxydables présentes dans l'échantillon (certains hydrocarbures ne sont, par exemple, pas
oxydés dans ces conditions). L'objectif de la DCO est donc différent de celui de la DBO car il est
surtout adapté aux eaux industrielles. Le résultat s'exprime en mg d'O2 /l.
CONCLUSION
La méthode d’analyse d’eau réglementaire par oxydabilité au permanganate de potassium est censée
permettre de mesurer l’ensemble de la fraction organique (dissoute et particulaire) présente dans
l’eau. Or, comme dit précédemment, cette méthode est trop “douce” pour oxyder la fraction
particulaire. Ainsi, les mesures d’oxydabilité dans les eaux brutes dosent des MO essentiellement
dissoutes. Une étude réalisée par le CNRS et portant sur des analyse d’eau du Léguer (22) montre
d’ailleurs qu’il existe un rapport constant entre oxydabilité et COD que l’on se situe en période de
PREMIERE PARTIE COURS
47
crue (période où l’on attend une fraction particulaire importante) ou inter-crue (prépondérance de la
fraction dissoute) de l’ordre de :
oxydabilité = 0.7 x COD. Or, il est clair qu’une corrélation linéaire entre oxydabilité et COD ne
serait pas maintenue en période de crue si les mesures d’oxydabilité incluaient un compartiment
particulaire.
Le niveau de contamination des eaux tel qu’établi par les mesures d’oxydabilité est donc un niveau
minimum. Le niveau réel est plus élevé, d’une grandeur correspondant au compartiment
particulaire, compartiment dont la taille demeure à l’heure actuelle globalement inconnue .
2.3.4.4.Lesfacteurs naturels contrôlant le transfert de la mod des sols vers les rivières
Trois facteurs principaux contrôlent les transferts de MOD du sol vers le réseau hydrographique : la
topographie, la perméabilité des sol et la pluviométrie. De la combinaison de ces facteurs résulte
une variabilité temporelle de la pollution des rivières par les MOD et une localisation spatiale non
quelconque des sources dans les paysages.
1- Le moteur topographique
Dans les sols, la matière organique se concentre dans les premiers centimètres. Un bassin versant
caractérisé par des fonds de vallées plats et larges (Figure 1) aura tendance à exporter plus de
matière organique dissoute (MOD) vers son exutoire. En effet, dans ce type de topographie, la
fraction de nappe interagissant directement avec les horizons organiques superficiels du sol est
importante. Il en ressort donc une eau de rivière plus fortement chargée en MOD.
Figure 18 : Influence de la topographie du bassin versant sur la charge en MOD des eaux écoulées.
D’après les résultats Birgand et al. (2004), le facteur “topographie” est le facteur “naturel” qui a le
plus d’impact sur les transferts de MOD des sols vers les cours d’eau. L’analyse statistique réalisée
sur la base des données issue de 118 bassins versants bretons montre que le paramètre topographie
est la variable la plus significative expliquant 25% de la variance totale observée. De même, une
étude (Gruau et al., 2004a) de détail effectuée aux exutoires de sous bassins versants du Léguer (22)
a montré une corrélation linéaire inverse entre la concentration moyenne en MOD à l’exutoire et la
PREMIERE PARTIE COURS
48
pente moyenne par sous BV . Il est déduit de ces travaux que le milieu physique a, du fait des
variations de pente qui le caractérise, la capacité de faire varier, indépendamment de toute autre
cause, les teneurs en MOD de ses rivières d’un facteur 2, au moins
2- La perméabilité des sols
La perméabilité des sols est un autre facteur contrôlant les teneurs en MOD des rivières. Un horizon
minéral peu perméable situé sous l’horizon organique de surface, comme rencontré dans beaucoup
de sols en zones humides, aura pour conséquence de “forcer” les circulations d’eau dans les
horizons organiques du sol contribuant ainsi à enrichir les rivières en MOD.
3- La pluviométrie
La pluviométrie est un facteur influant de façon importante les teneurs en MOD des rivières . La
distribution et l’intensité des précipitations, en contrôlant l’écart entre le toit des nappes et l’horizon
organique des sols, entraînent une mobilisation plus ou moins intense de la matière organique du sol
que l’on peut retrouver alors dans le cours d’eau. Ainsi, les transferts de MOD vers les rivières
seront importants en hiver et lors des crues. Ils seront à l’inverse réduits lors des périodes d’étiage.
Région de topographie relativement plate à substrat peu perméable (schiste et granite) et au climat
humide, cette région naturellement à risque du point de vue du transfert de MOD du sol vers le
milieu aquatique.
Conséquence 1 : une forte variabilité temporelle de la teneur en MOD des rivières
Cette première conséquence est directement la conséquence du contrôle exercé par la pluviométrie
sur le lessivage des MOD du sol. Du fait de ce contrôle, des variations des teneurs en MOD des
rivières s’observent en fonction des épisodes de crue ou des périodes hors crue (Figure 3), sachant
que : En période de crue et principalement en automne et en hiver, les concentrations en MOD dans
les cours d’eau augmentent fortement par rapport aux périodes hors crue. Les variations engendrées
sont de très fortes amplitudes, les amplitudes mesurées dans les rivières pouvant aller de 7 à 18,
suivant les épisodes de crue et les rivières. L’intensité de crue n’a pas tellement d’impact sur les
concentrations en MOD des rivières. Même une crue de faible intensité peut engendrer de fortes
teneurs en MOD dans les cours d’eau.
Conséquence 2 : une localisation spatiale non quelconque des zones sources de MOD dans les
bassins versants
Cette deuxième conséquence découle directement du contrôle exercé par la topographie sur la
capacité de la nappe à interagir avec les horizons organiques du sol. Ainsi, les zones plates de fond
de vallée situées de part et d’autre des rivières contribuent très fortement à la pollut ion des rivières
par les MOD. Ces zones peuvent avoir des formes variées et ne représentent souvent qu’une petite
partie du bassin versant. Cette situation est très différente de celle du nitrate, lequel étant très
soluble, diffuse dans les nappes. Dans ce cas la totalité de la surface du bassin versant est source de
pollution. Ce n’est pas le cas pour les MOD (Gruau, comm. Pers.), la teneur en MOD dans les
nappes étant très faibles. Les MOD se réadsorbent sur la matrice du sol ou sont dégradées lors de
leur transfert vertical.
PREMIERE PARTIE COURS
49
2.3.4.5.Les facteurs de controle anthropiques
Les concentrations de MOD semblent plus élevées dans les sols forestiers que dans les sols
agricoles (Chantigny, 2003). Cependant, plusieurs facteurs affectent les transferts de MOD dans les
sols agricoles :
► Le chaulage, en augmentant le pH des sols, entraîne une augmentation des teneurs en MOD
de la solution du sol et, par voie de conséquence, peut accroître leurs transferts des sols vers
les eaux (Anderson et al., 2000).
► Les amendements organiques augmentent les MOD (Gregorich et al., 1998) i) dans les jours
qui suivent l’apport (Chantigny et al., 2002, Jaffrézic et al., 2005) du fait de la fraction
organique soluble des amendements, ii) sur le long terme; les essais longue durée montrent
que l’augmentation du carbone organique dans les sols contribue à augmenter les MOD
(Zsolnay and Görlitz, 1994).
► Le retournement régulier des prairies peut augmenter la teneur en MOD des parcelles
concernées et par ce biais entraîner une augmentation de la teneur en MOD des rivières
(Haynes, 2000).
► Le travail du sol influence également fortement les MOD, cependant très peu de travaux
traitent de la question. Les techniques culturales simplifiées en favorisant le stockage du
carbone organique en surface semblent augmenter les MOD (Chantigny, 2003).
► L’implantation de cultures conduisant à un fort retour de matière organique au sol augmente
le stock de matière organique au niveau du sol et peut conduire à des fuites de MOD vers les
cours d'eau.
► Les arasements de haies et talus éliminent les barrières naturelles filtrantes de MOD et
peuvent donc augmenter les connexions directes entre la rivière et les zones sources de
MOD dans les bassins versants.
► Le drainage des zones humides peut favoriser les circulations d’eau dans les horizons les
plus organiques des sols.
► Cependant, le rôle des pratiques agricoles sur l’accroissement de la pollution des rivières par
les MOD à l’échelle du bassin versant n’est pas à ce jour quantifié.
PREMIERE PARTIE COURS
50
Chapitre 3 :Caractérisation des eaux usées
Le terme de pollution désigne l’ensemble des rejets de composés toxiques que l’homme libère dans
I ‘écosphère, mais aussi les substances qui, sans être vraiment dangereuses pour les organismes
vivants, exercent une influence perturbatrice sur l’environnement.
Polluer signifie étymologiquement profaner, souiller, salir, dégrader. Parmi les définitions données
par les experts, nous retiendrons la suivante, publiée dans un rapport rédigé en 1965 par le comité
scientifique officiel de la Maison Blanche (intitulé : “Pour restaurer la qualité de notre
environnement”) : “La pollution est une modification défavorable du milieu naturel qui
apparait en totalité ou en partie comme un sous-produit de l’action humaine, au travers
d’effets directs ou indirects altérant les critères de répartition des flux d’énergie, des niveaux
de radiation, de la constitution physico- chimique du milieu naturel et de l’abondance des
espèces vivantes. Ces modifications peuvent affecter l’homme directement ou à travers les
ressources agricoles, en eau et autres produits biologiques. Elles peuvent aussi l’affecter en
altérant les objets physiques qu’il possède, les possibilités récréatives du milieu ou encore en
enlaidissant la nature”.
La distinction entre eau polluée et eau non polluée est souvent relative et dépend des exigences
d’utilisation. Les experts européens (1961) assimilaient la pollution à “une composition ou à un état
directement ou indirectement modifiés du fait de l’activité de l’homme de telle façon que cela se
traduit par une moindre utilisation de l’eau”. Cette définition met bien en évidence la responsabilité
humaine dans la pollution et les inconvénients qui en résultentLes principales entrées dans le réseau
d’assainissement unitaire sont synthétisées dans la Fig. Il s’agit essentiellement des retombées
atmosphériques (entrée indirecte), de ruissellement urbain, de lavage de voiries et d’apports
domestiques et professionnels.
Figure19 : Principales entrées dans le réseau d’assainissement unitaire
Milieu
Apports directs
Apports
domestiques
Apports
Commerciaux et
industriels
Retombées
atmosphériques Retombées
atmosphériques
sèches
Retombées
atmosphériques
humides
Lavage de
voiries
Ruissellements
urbains Ruissellement
de chaussées
Ruissellement de
toitures, cours..
PREMIERE PARTIE COURS
51
3.1. Les retombées atmosphériques
Les polluants atmosphériques possèdent deux origines : naturelle (incendie, érosion des sols,
volcanisme,…) et anthropique (chauffage domestique, usines industrielles et d’incinération
d’ordures ménagères, trafic automobile…..). Ces polluants se manifestent par des retombées
atmosphériques sèches et humides.
Les retombées atmosphériques sèches sont les retombées au sol des polluants atmosphériques
gazeux et particulaires. Ces retombées font intervenir des processus physico-chimiques complexes
dépendant de deux principaux paramètres (Zobrist et al, 1993 ; Golomb et al, 1997a) :
La nature des particules, et plus particulièrement le type de source émettrice, la taille
et la composition des particules et leur vitesse de chute ;
les conditions extérieures : météorologiques (température, vitesse de vent, …), et la
nature des milieux récepteurs (herbes, sol, surface perméable, …).
Les données en termes de retombées atmosphériques trouvées dans la littérature concernent
essentiellement les métaux lourds et les hydrocarbures.
Les retombées atmosphériques sèches constituent un apport en particules fines, en hydrocarbures,
en micropolluants organiques et surtout en métaux lourds.
Les études réalisées pour quantifier la pollution atmosphérique sèche (Tableau 10) ont montré
qu’elle contient d’importantes quantités d’éléments métalliques.
Les retombées atmosphériques sèches sont variables d’un site de mesure à un autre. Ceci peut
s’expliquer par une hétérogénéité de la production métallique particulaire et par la proximité des
sites de mesure par rapport aux sources d’émission.
Tableau 10: flux atmosphériques annuels des retombées atmosphériques sèches, en métaux lourds
(µg/m2.an)
Créteil 840 29300 18300 83200
Paris 150 26400 7800 38900
Notons que les dépôts secs qui se déposent par temps sec sont remis en suspension par temps de
pluie sous l’effet de la pluie. Par ailleurs, d’autres mécanismes peuvent intervenir pour remobiliser
Références Cadmium Plomb Cuivre Zinc
Revitt,
1990
zone résidentielle
(banlieue Londres)
332 6614 1745 6110
Garnaud
et al,
2001
Chatou 270 20500 5400 47600
PREMIERE PARTIE COURS
52
les polluants, tels que le balayage des rues, le nettoyage des places de marchés, le vent (Ball et al,
2000).
La densité du trafic automobile, la localisation des industries, et la direction du vent ont une
influence non négligeable sur le dépôt des retombées atmosphériques sèches, en particulier les
métaux lourds. De plus, la masse de polluants accumulée tend à augmenter avec la longueur de la
période de temps sec précédent l’événement pluvieux.
Les retombées atmosphériques humides correspondent essentiellement à la pluie. Le lessivage de
l’atmosphère par les eaux météoriques détermine la pollution de l’eau de pluie à l’instant où elle
touche le sol.
Les ordres de grandeurs des concentrations de MES, des matières organiques, et des métaux dans
les retombées atmosphériques humides, mesurés en zones urbaines en Allemagne [1], et en France :
les Ulis et Maurepas [2], Chatou, Créteil, Paris, Fontainebleau [3], se trouvent dans leTableau 11.
Tableau 11 : concentrations des paramètres globaux et des métaux lourds dans les retombées
atmosphériques humides
Les résultats en termes de concentrations de métaux lourds dans les retombées atmosphériques
humides sont très variables entre les sites de mesure. Cette variabilité est fonction des sources
locales émettrices de polluants, des conditions météorologiques, des caractéristiques des sites de
prélèvements, et aussi des méthodes d’échantillonnage et d’analyse.
Les flux annuels des retombées atmosphériques totales en métaux lourds, mesurés dans des zones
fortement urbanisées et d’autres faiblement urbanisées sont synthétisés dans le
Tableau . Les flux mesurés en zones faiblement urbanisées sont relativement comparables entre les
différents sites de mesure. Ceux mesurés en zones fortement urbanisées sont cependant très
variables, quelque soit le métal étudié. Cette différence est attribuée à la proximité des sources
métalliques par rapport aux différents sites de mesure.
[1]
(Freitag et al, 1987 ; Göttle,
1978 ; Hahn, 1995)
[2]
(Grange et Deutsch,
1986)
[3]
(Garnaud, 2001)
MES (mg/l) - 1-16 -
DCO (mg/l) - 2-7 -
Cd (µg/l) 1-3 0.15-2.4 0.03-3.32
Pb (µg/l) 30-110 1.2-12.1 0.8-28.4
Cu (µg/l) 7-150 <7-33.4 1.1-13.7
Zn (µg/l) 50-150 4-198 2-82.4
PREMIERE PARTIE COURS
53
Tableau 12 : flux atmosphériques totaux en métaux lourds (µg/m2.an)
La contribution des retombées atmosphériques totales (sèches et humides) à la charge métallique
véhiculée par les eaux de ruissellement urbaines varie entre 20-79% pour le cuivre et de 1-17% pour
le zinc (Garnaud, 1999). Par ailleurs, la contribution du dépôt sec par rapport au dépôt
atmosphérique total selon Garnaud (1999) est assez importante quel que soit le métal étudié (60 à
90%).
3.2. Le ruissellement urbain
Le ruissellement des différentes surfaces urbaines (chaussées, toitures, cours..) a été souvent étudié
à cause des flux importants en polluants qu’il transfère jusqu’au réseau d’assainissement (WRc,
1994, Gromaire et Garnaud, 1998-1999).
3.2.1 Ruissellement des chaussées
Ce type de ruissellement contribue à l’apport des métaux lourds par temps sec (balayage et lavage
des rues, des places de marchés), et par temps de pluie (lessivage des rues, trottoirs..).
Le ruissellement des chaussées constitue une source importante à la pollution des eaux unitaires
(Thornton et al 2001). Plusieurs sources peuvent être distinguées (USEPA, 1972) :
La perte des systèmes de lubrifications des véhicules ;
La dégradation des pneus et des freins ;
Les entretiens des routes et leur dégradation ;
Les précipitations ;
Les dépôts atmosphériques (dépôts secs).
Les concentrations des MES, des matières organiques et des métaux lourds dans les eaux de
ruissellement de chaussées, de bassins versants de tailles différentes sont résumées dans le
Références Cadmium Plomb Cuivre Zinc
Lawlor et Tipping, 20031 80 2400 1200 7200
Hovmand et Kemp, 19981 52 1300 860 10500
Migon et al, 19971 66 3139 2190 -
Garnaud et al , 20012 200-1090 3050-3910 7900-24700 46000-112900
Golomb et al , 1997a2 270 1850 2500 7800
Wong et al, 20032 70 12700 18600 104000
1 : zone faiblement urbanisée, 2 : zone fortement urbanisée,
PREMIERE PARTIE COURS
54
quelle que soit la taille du bassin versant, le ruissellement des voiries se caractérise par de fortes
concentrations en MES, en MO et en métaux lourds. D’après (Xanthopoulos et al ; 1993), 90% des
MES transférées dans le réseau d’assainissement proviendraient de la voirie.
Quel que soit le paramètre polluant étudié, les concentrations de ruissellement des chaussées sont
variables d’un site de mesure à un autre. L’importance de la pollution des eaux de ruissellement des
voiries varie en fonction de l’occupation du sol et l’intensité du trafic routier.
Tableau 13: concentrations moyennes des MES, matières organiques et des métaux lourds dans les
eaux de ruissellement de chaussées, par temps de pluie
pays référence MES
(mg/l)
DCO
(mg/l)
DBO5
(mg/l)
Cadmiu
m
(µg/l)
Plom
b
(µg/l)
Cuivre
(µg/l)
Zinc
(µg/l)
France Gromaire
(1998)
97 135 31 0.5 138 63 560
Laurensot (1998) 538 436 79 - 100 80 300
Allemagne Xanthopoulos et Hahn
(1993)
564 49 6.4 311 108 603
Dierkes und Geiger
(2000)
- - - 1.6 28 125 -
USA Pitt et al. (1995) 49 - - 37 43 280 58
L’apport en Cu, Pb et Zn des eaux de ruissellement de chaussées provient essentiellement de l’usure
des plaquettes de freins des véhicules (Sörme et al, 2002 ; et Legret et al, 1999) (Tableau 14).
Tableau 14 : teneurs en métaux lourds dans différentes parties des véhicules
mg/Kg Cd Cu Pb Zn
[1] [2] [1] [2] [1] [2] [1] [2]
Freins - 2.7 62050 142000 11405 3900 12450 21800
Pneus - 2.6 - 1.8 - 6.3 - 10250
Huile <1 0.2 <1 0.5 <1 3.3 400-
800
0.5
[1] : Sörme et al (2002) ; [2] : Legret et al (1999)
En plus du trafic routier, la dégradation des chaussées et le type des rues peuvent participer à
l’apport en métaux lourds. Muschack (1999) a calculé les flux d’émissions du Cu, Pb, et Zn dans
différents types de rue se trouvant en zone urbaine (rue résidentielle, route principale, autoroute)
(Tableau 13). Il apparaît clairement que plus la route est fréquentée, et plus la dégradation des
chaussées est importante, et plus grande sera la quantité de métaux dégagée.
PREMIERE PARTIE COURS
55
Tableau 15 : flux d’émissions de Cu, Pb, et Zn en fonction des types de rues
Le plomb et le zinc des eaux de ruissellement des voiries sont majoritairement associés aux
particules. Gromaire (1998) estime respectivement la proportion de cuivre, de plomb et de zinc liée
aux particules, dans les eaux de ruissellement de chaussées à 67%, 97% et 52%. Laurensot (1998)
trouve un résultat similaire pour les mêmes métaux : 62% pour le Cu, 95% pour le Pb et 75% pour
le zinc.
3.2.2Ruissellement des toitures
Le ruissellement des toitures peut être considéré comme très polluant tout comme le ruissellement
des chaussées (Herrmann et al, 1994 ; Förster, 1999). Les effets de cette pollution sont d’autant plus
importants quand les sources de la pollution sont les matériaux de fabrication des toitures elles-
mêmes (Förster, 1999).
Förster, (1999) a trouvé que les concentrations en zinc dans les eaux de ruissellement des toitures en
feuille de zinc sont 2 à 3 fois supérieures à celles des eaux de ruissellement de toitures fabriquées
sans aucun métal (exemple les toitures en ciment fibreux).
De nombreuses études ont été réalisées pour caractériser la pollution des eaux de ruissellement de
toitures (Tableau 14).
D’après ces données, les eaux de ruissellement de toitures contiennent de faibles quantités de
matières en suspension et en matières organiques, en comparaison avec les eaux de voiries. En effet,
la charge moyenne par évènement pluvieux est de 0.85Kg/ha pour les MES, 0.24 Kg/ha pour la
DCO et 0.12 Kg/ha pour la DBO5 (Sakakibara, 1996).
En revanche, les eaux de ruissellement des toitures se caractérisent par des concentrations en
métaux lourds significatives. Ces concentrations sont variables d’un site de mesure à un autre.
Les concentrations en métaux lourds mesurées par Gromaire (1998) dans les eaux de ruissellement
des toitures du Marais sont largement supérieures à celles mesurées dans les eaux de voiries.
Cependant, l’inverse se produit à Nancy (Laurensot, 1998) où les concentrations du Pb et du Cu
mesurées dans les eaux de ruissellement des toitures sont inférieures à celles des voiries. Ceci peut
être liée aux types de toitures étudiées.
Type de rue Abrasion totale
(Kg/ha de
route/an)
Cu
(g/ha de
route/an)
Pb
(g/ha de
route/an)
Zn
(g/ha de
route/an)
Rue résidentielle 2148 110 219 352
Route principale 7665 391 782 1257
Autoroute 10000 510 1020 1640
PREMIERE PARTIE COURS
56
Tableau 16 : Concentrations moyennes en MES, en matières organiques et en métaux lourds dans
les eaux de ruissellement des toitures
Références MES
(mg/l)
DCO
(mg/l)
DBO5
(mg/l)
Cadmiu
m
(µg/l)
Plomb
(µg/l)
Cuivre
(µg/l)
Zinc
(µg/l)
France
Gounou
(2004)
- - - 1.4 1485 1620 9353
Gromaire
(1998)
17 27 4 1.3 493 37 3422
Laurensot (1998) - - - - 60 20 3000
Allemagne
Xanthopoulos et
Hahn (1993)
60 22 - 1 104 235 24
Förster and
Herrmann (1996)
43.2 - - - - - -
Gieska et al.(2000) - - - - 21.5 33.6 2580
Japon Sakai et al.(1996) - 5.7 1.8 - - - -
Netherlands Van Dam et
al.(1989)
- - - 0.5 10.1 5.7 33.4
Les concentrations en métaux lourds dans les eaux de ruissellement de différents types de toitures
(tuile, zinc, ardoise) ont été mesurées par Gromaire (1999).Ces résultats montrent que la corrosion
des toitures métalliques ou des éléments de toitures métalliques conduit à des concentrations très
élevées en métaux lourds. Le Cd, et le Zn contenus dans les eaux de ruissellement peuvent provenir
des toitures en zinc, le Cu provient des toitures munies de gouttières en cuivre alors que le Pb
provient des toitures contenant des parties faites en plombEn plus du ruissellement des toitures, le
ruissellement de la pluie sur les façades des bâtiments et le mobilier urbain peuvent constituer une
source de métaux lourds vers le réseau. Davis et al (1999) montrent que le plomb provient
essentiellement des bâtiments à façade en bois peint (en moyenne 520µg/m2), ce qui amène à dire
que les peintures sont également une source en Pb. Il a trouvé que le Cu provenait des façades en
brique (47µg/m2), alors que les bâtiments dont l’extérieur est fait en brique (2100µg/m2) et en bois
peint (2800µg/m2) sont une source importante en zinc. Le plomb dans les eaux de ruissellement des
toitures est essentiellement sous forme particulaire (en moyenne : 75% selon Laurensot, et 85%
selon Gromaire). Par ailleurs, le zinc se trouve sous forme dissoute. La proportion de zinc liée aux
particules est en moyenne de l’ordre de 20% selon Laurensot et 11% selon Gromaire. Le cuivre se
répartit de façon équitable entre les deux phases.
3.2.3Ruissellement d’autres surfaces urbaines (cours, parking…)
Les concentrations en MES et en métaux lourds (à l’exception du Zn) des eaux de ruissellement aux
niveaux des cours (Gromaire, 1998) sont largement inférieures à celles mesurées dans les eaux de
PREMIERE PARTIE COURS
57
ruissellement des parkings (Pitt et al, 1995) (Tableau 17). Les parkings constituent ainsi une source
importante d’apport en Cd, Cu et Pb.
Tableau 17: concentrations moyennes en MES, en matières organiques et en métaux lourds dans
les eaux de ruissellements des cours et parkings
MES
(mg/l)
DCO
(mg/l)
DBO5
(mg/l)
Cadmiu
m
(µg/l)
Plomb
(µg/l)
Cuivre
(µg/l)
Zinc
(µg/l)
France Cours Gromaire
(1998)
40 63 14 0.8 27 112 577
USA parkings Pitt et al.
(1995)
110 - - 37 43 280 58
La répartition dissous-particulaire au niveau des cours montre qu’à l’exception du zinc, les trois
autres métaux sont majoritairement sous forme particulaire. Les pourcentages de la pollution
métallique liée aux particules sont en moyenne respectivement de l’ordre de 90% pour le Cd, 65%
pour le Cu, 92% pour le Pb et 46% pour le Zn (Gromaire, 1998).
3.2.4 Le lavage de voiries
Cette partie concerne essentiellement le nettoyage des voiries à Paris, et plus particulièrement sur le
bassin versant du Marais (3ième et 4ième arrondissement). Le lavage des voiries et des trottoirs à Paris
est assuré par les services de la Mairie de Paris, et il se fait selon plusieurs façons :
Lavage manuel : ce type de lavage est quotidien et consiste en un lavage des caniveaux par
ouverture des bornes fontaines et un balayage des trottoirs ;
Le lavage au jet d'eau sous-pression : il est réalisé par une arroseuse-laveuse munie d'un jet
d'eau. L'eau utilisée est celle des bornes fontaines. La fréquence du nettoyage varie entre 2 et
5 fois par semaine selon les voiries;
Le nettoyage par aspiration mécanique: ce nettoyage se fait par des aspiratrices de chaussées
motorisées équipées d'un gicleur servant à humecter la chaussée devant l'engin, d'une buse
d'aspiration centrale et de deux brosses rotatives balayant une largueur de 1 à 2m. Ce
nettoyage est réalisé quotidiennement, sauf le week-end.
Plusieurs campagnes de prélèvement d’eaux de lavage de voiries par temps sec ont été réalisées :
Gromaire (1998), Garnaud (1999), Rocher (2003) et Gounou (2004). Le nettoyage au cours de ces
campagnes s’est effectué avec balayage humide des caniveaux et l’utilisation d’un jet d’eau sous
pression. Ainsi, le lavage se fait sur des portions de chaussées comprenant le trottoir, le caniveau et
une demie route.
Les échantillons prélevés ont été analysés en terme de MES, MVS, DCO, DBO5, métaux lourds, et
HAP. Les masses polluantes produites par unité de longueur mesurées par Gromaire (1998) sont
synthétisées dans leTableau 16.Les masses des MES et des matières oxydables varient d’un facteur
PREMIERE PARTIE COURS
58
3 à 4 d’un site de mesure à un autre et d’une journée de mesure à une autre, et d’un facteur 7 à 30
dans le cas des métaux lourds.
Tableau 18 :Masses polluantes journalières, par mètre de caniveau, des eaux de nettoyage de voirie
Eaux de nettoyage de voirie,
Marais
1er déc. médiane 9ème déc.
Volume (l/m) 9.5 13.8 34.9
MES (g/m) 0.82 1.64 3.1
MVS (g/m) 0.36 0.92 1.46
DCO (gO2/m) 1.18 2.54 5.04
DBO5 (gO2/m) 0.34 0.67 1.41
Cd (µg/m) 1.29 2.58 10.99
Cu (mg/m) 0.33 0.62 1.33
Pb (mg/m) 0.63 1.06 7.55
Zn (mg/m) 1.93 4.57 8.91
Les concentrations en MES, en matières organiques et en métaux lourds mesurées dans les eaux de
lavage des voiries du Marais sont regroupées dans leTableau 19. Quelque soit le métal étudié, les
concentrations mesurées par Garnaud (1999) sont largement inférieures à celles mesurées par
Rocher (2003) et Gounou (2004). On observe par ailleurs, que les valeurs mesurées par Gounou
(2004) sont très fortes. Cette différence peut être attribuée à la méthode de prélèvement.
Tableau 19:concentrations en MES, en matières organiques et en métaux lourds, des eaux de
nettoyage de voirie
(µg/l) MES MVS DCO DBO5 Cadmiu
m
Plomb Cuivre Zinc
Gromaire
(1998)
31-
216,
(97)
16-115,
(50)
54-
313,
(179)
12-113,
(52)
- - - -
Garnaud
(1999)
- - - 0.06-
0.55,
(0.2)
35-318,
(94)
13-87,
(38)
148-537,
(212)
Rocher
(2003)
- - - 3.25-4.7,
(3.8)
512-621,
(562)
300-
382,
(339)
1096-
1296,
(1107)
Gounou
(2004)
- - - 4.5-12.6,
(8.6)
929-4535,
(1808)
555-
1202,
(803)
3912-
10142,
(5499)
x-y,(z) : 1er decile-9ième décile,(médiane)
Les concentrations métalliques totales dans les eaux de lavage des rues du Marais sont relativement
homogène d’un site à un autre, mais présentent des variations significatives au sein d’un même site.
Ces variations sont dues aux volumes d’eau utilisés, à la durée et à l’intensité du balayage
(Garnaud, 1999). La comparaison avec les eaux potables montre qu’à l’exception du cuivre, les
PREMIERE PARTIE COURS
59
concentrations des trois autres métaux dans les eaux de lavage de voirie sont nettement supérieures
(4-8 fois). Ce résultat peut indiquer que le Pb et le Zn pourraient provenir essentiellement de la
circulation automobile, par temps sec. En qui ce concerne le Cu, sa concentration dans les eaux de
ruissellement de voirie est 3 fois inférieure à celle de l’eau potable. Il semble donc que ce métal
provient de la corrosion des tuyaux d’alimentation des habitations. Les matières oxydables et le
cuivre véhiculés par les eaux de lavage des voiries se répartissent de façon équitable entre la phase
dissoute et particulaire. En revanche, le Cd, Pb et Zn sont essentiellement transportés sous forme
particulaire (Gromaire et Garnaud) (Tableau 20).
Tableau 20: proportion de DCO, de DBO5 et de métaux lourds liée aux particules dans les eaux de
nettoyage
1er décile médiane 9ème décile
% DCO particulaire 43 59 74
% DBO5 particulaire 39 47 64
% Cd particulaire 59 94 97
% Cu particulaire 28 50 71
% Pb particulaire 68 90 98
% Zn particulaire 52 77 87
Les flux en MES, en matières organiques et en métaux par jour et par mètre linéaire de chaussée,
des eaux de nettoyage de voirie du bassin versant du Marais estimés par (Gromaire et al; 2000)
(Tableau 21) indique que le lavage de voirie est susceptible d’apporter des quantités importantes de
métaux, de MES et de matières organiques vers le réseau. Ces quantités sont cependant
considérablement variables d’une journée à une autre, et d’une rue à une autre.
Tableau 21 : flux métalliques engendrés par le lavage de la voirie sur l’ensemble du bassin versant
du Marais (Gromaire et al; 2000)
1er décile médiane 9ème décile
MES (g/m/j) 0.08 1.1 3.6
MVS (g/m/j) 0.4 0.9 1.5
DCO (g d’O2/m/j) 1.2 2.5 5.0
DBO5 (g d’O2/m/j) 0.3 0.5 1.4
Cd (µg/m/j) 1.3 2.6 11.0
Cu (mg/m/j) 0.3 0.6 1.3
Pb (mg/m/j) 0.6 1.1 7.5
Zn (mg/m/j) 1.9 4.6 8.9
La comparaison entre les flux polluants apportés par les eaux de lavage des rues et ceux apportés
par les eaux de ruissellement de voirie par temps de pluie montre que les masses médianes, par
unité de surface, des MES, MVS et des matières organiques sont généralement comparables. En
revanche, les masses des métaux lourds des eaux de ruissellement par temps de pluie sont 5 fois
supérieures aux masses des eaux de lavage de voiries par temps sec (Gromaire et al, 2000). Par
ailleurs, Gromaire (1998) trouve que les masses en métaux lourds issues du lavage des voiries sont
PREMIERE PARTIE COURS
60
très faibles par rapport à celles des toitures et élevées par rapport aux cours pour le plomb, le cuivre
et le zinc, à l’échelle d’un évènement pluvieux.
3.2.5 Les eaux domestiques
Les eaux usées correspondent à des eaux ayant été utilisées par l’homme et peuvent être d’origine
soit domestique soit industrielle (Chocat ; 1997, Valiron ; 1992). Les eaux domestiques sont celles
utilisées pour des usages domestiques (lavabo, évier, WC, douches et salle de bain, machine à
laver…), alors que les eaux industrielles correspondent aux eaux utilisées dans le cadre d’une
production industrielle (activités artisanales ou commerciale) et peuvent être mélangées aux eaux en
provenance des toilettes,…. A ces deux types d’eau, se rajoute les eaux résultantes du lavage des
chaussées, des caniveaux et des places des marchés, les eaux d’infiltration, et les eaux des réservoirs
de chasse. Les volumes totaux des eaux mesurées entre 1992 et 1994 aux trois principales stations
d’épuration de l’agglomération Parisienne (Achères-Seine Aval-, Valenton-Seine Amont- et Noisy-
Le-Grand-Marne Aval-) sont en moyenne de l’ordre de 300 l/hab/j (Fievet et al, 1998). Toutefois,
ceux d’eaux domestiques mesurées, en France, en sortie d’habitation entre 1975 et 1980 (citées dans
Artières ; 1987) varient entre 80 et 100 l/hab/j et sont fonction de l’équipement sanitaire de
l’habitation. Les eaux usées domestiques sont composés d’apports physiologiques, d’apports divers
(eaux vannes de toilettes, déchets solides rejetés dans les toilettes…), et d’eaux à usage domestiques
(de lavabo, de bains et de douche, de lave vaisselle…).
A.Les apports physiologiques sont essentiellement les matières fécales et les urines humaines.
Environ 30- 45kg de matières fécales humides sont produites par personne et par année, soit 10-
15kg de matières sèches fécales (Lentner et al, 1981). La production journalière moyenne par
habitant d'urine et de matières fécales est respectivement de l’ordre de 1060ml/hab/j et 112g/hab/j
Tableau 22: production des matières fécales et des urines
[Laak ; 1974] [Almeida et al ;
1999]
[Vinneras,
2001)
1 adulte 1 enfant Moyenne pour 8
adultes et 2 enfants
Matières fécales
(g/hab/j)
130 90 115 110
Urines (ml/hab/j) 1200 800 1120 -
Almeida et al (1999) donnent les masses de matières en suspension, de matières organiques et
azotées pour 1ml d'urine et 1g de matière fécale (Tableau 21) (Laak, 1974, Seigrist et al, 1976).
D’après ces ordres de grandeurs, il apparaît que les matières fécales sont une source importante de
MES et de DCO en comparaison avec l’urine. En parallèle, l'urine constitue une source de matières
azotées.
PREMIERE PARTIE COURS
61
Tableau 23 :Masse des MES, de matières organiques et azotées dans les excréments humains
(Laak, 1974; Seigrist et al, 1976)
Mg 1 g de matière
fécale
1 ml d'urine
MES 208 21
DCO 287 17,5
NH3-N 1.5 2.49
NO3-N 0,03 0,012
Plusieurs études ont été réalisées en France et à l’étranger pour déterminer les flux polluants des
eaux usées domestiques rejetés par jour et par habitant. Ces dernières sont groupées dans lelaires, ni
eaux industrielles (Tableau 24). Celles effectuées en France ont été réalisées en zones d’habitat
(quartier résidentiels et petites communes rurales), sur des eaux usées sans eaux claires, ni eaux
industrielles.
Tableau 24 : charges polluantes des eaux usées domestiques
(g/hab/j) MES DCO DBO5 NTK
Rambaud et al (1997)
Fra
nce
35 75 40 6
Bureau Vértitas et SIVOM de Metz
(1994)
42-51 82-103 37-47 9-11
Pujol et al (1990) 25-30 75-80 30-35 8-9
Blanic et al (1989) 28 89 34 9
Besse et al (1989) 41 98 37 10
Ministère de l’environnement du
Québec (1989) Can
ad
a
60 - 50 10
D’après cette sélection bibliographique, la charge polluante en matières en suspension, générée
quotidiennement par habitant, varie entre 25 et 60 g/hab/j, celle en DBO5 est de l’ordre de 30 à 50
g/hab/j, alors que la masse en azote est de 6 à 11 g/hab/j. on remarque par ailleurs que les valeurs
mesurées en France sont inférieures à celles mesurées à l’étranger. La production en eau usée par
type d’usage domestique est présentée dans le (Tableau 25). Les résultats de cette étude
bibliographique montrent une production totale allant de 84 à 117 l/hab/j. Selon le type d’usage, les
toilettes contribuent fortement à l’apport en eaux usées, suivies des bains et des douches.
PREMIERE PARTIE COURS
62
Tableau 25 :Production d’eau usée domestique par type d’usage (1 en Grande Bretagne ; 2 à
Malte ; 3 en France)
(l/hab/jour) WC Evier
de
cuisine
lavabo Bain et
douche
Machi
ne à
laver
Autre
s
Total
Bulter (1995)1 31 13 13 28 17 - 102
Gatt (1993)2 29 15 9 25 16 - 94
Blanic et al
(1989)3
20 12 - 26 26 - 84
Hall et al (1988)1 37 - - 19 13 48 117
Les charges polluantes en MES, en matières oxydables et azotées dans les eaux domestiques en
fonction du type d’usage (eaux de vannes, eaux de cuisine) (Tableau 26) montrent que la plus
grande part des matières en suspension, des matières organiques et azotées proviennent
essentiellement des eaux vannes, de cuisine et de lessive. Cependant, la plus faible charge provient
généralement des eaux de bains.
Tableau 26 :charge polluante des eaux usées domestiques par type d’usage ([1] : Blanic et al
(1989) ; [2] : Petit et al (1976) ; [3] : Siegrist et al (1976))
(g/hab/j) MES DCO DBO5 Azote
Références [1] [2] [3] [1] [2] [3] [1] [2] [3] [1] [2] [3]
Eaux vannes 16 8 13 29 22 - 9 12 11 7 3 4
Eaux de cuisine 23 7 9 17 26 - 10 12 21 0.3 0.8 0.9
Eaux de lessive 7 5 11 29 20 - 9 8 15 0.7 0.3 0.8
Eaux de bain 3 3 2 11 6 - 5 2 3 0.8 0.2 0.3
Les flux métalliques journaliers par habitant mesurés dans les eaux usées domestiques (Tableau 27)
par (Comber et Gunn, 1996) montrent pour ce bassin versant que les matières fécales (toilettes)
représentent une source majeure de Cd, Cu et Zn. Cependant, le Pb provient essentiellement des
eaux de lave linge. Par ailleurs, il semble que les quantités de métaux lourds dans les eaux de bains
ne sont pas négligeables devant les autres sources.
Tableau 27 : flux métalliques par type d’activité domestique (Comber et Gunn, 1996)
(µg/hab/j) Cd Cu Pb Zn
Eaux de Lave linge 11 977 515 4452
Eaux de Lave vaisselle 1.3 8 6 42
PREMIERE PARTIE COURS
63
Eaux de lavage de vaisselle à la
main
7.8 <20 46 110
Eaux de bains 13.1 67 45 1095
Eaux de toilette (matières
fécales)
48 2104 121 11400
Total 81.2 3176 733 17 99
B.Les apports divers
peuvent contenir de la matière organique notamment les tampons et serviettes hygiéniques, les
bâtonnets cure-oreilles, le papier toilette… Ashley (1999) estime en Grande Bretagne que 56 000
tonnes de matières plastiques et d’objets à usage sanitaire sont rejetées annuellement dans les
toilettes et 2 500 000 de tampons et 1 400 000 serviettes hygiéniques sont rejetées quotidiennement
dans les égouts. La quantité de papier toilette utilisée par personne et par an est de l’ordre de 8.5kg
(Anonymus, 1994). Cependant, seulement 90% soit 7.7kg/hab/an est rejetée dans les toilettes.La
pollution associée au papier toilette a été évaluée au cours des travaux de Almeida et al (1999). Ils
se trouvent que 546 mg de MES par feuille de papier, 526 mg de MVS par feuille de papier et 706
mg de DCOt par feuille de papier sont associées au papier toilette.
C.Les apports à usage domestiquecontribuent à l’apport des matières organiques. Les
concentrations des MES, MVS, et de la DCO totale et dissoute dans les eaux domestiques par
différents types d'usage sont synthétisées dans le Tableau 28.
Tableau 28 :concentrations en MES, MVS et DCO t+d dans les eaux de différents dispositifs
g/m3 MES MVS DCOt DCOd
Eaux de Bain 54 9 210 184
Eaux de lavabo 181 72 298 221
Eaux de douche 200 153 501 221
Eaux de cuisine 235 196 1079 644
Eaux de machine à
laver
165 97 1815 1164
Ces valeurs montrent que les eaux de cuisines se caractérisent par de fortes concentrations en
matières en suspension et en matières organiques ; en revanche, les eaux de machine à laver se
distinguent des autres dispositifs par des concentrations en matières organiques très élevées. Par
ailleurs, si on tient compte de tous les apports (physiologiques, eaux de toilette, eaux de différents
dispositifs) (Tableau 29), il est clair que les eaux de toilette sont une source majeure des matières
PREMIERE PARTIE COURS
64
organiques et NH3-N. Par contre se sont les eaux de cuisine qui sont régulièrement à l'origine des
nitrates rejetées dans le réseau (Almeida et al, 1999).
Tableau 29 :Contribution des différents dispositifs (Almeida et al, 1999)
% MES DCOt NH3-N NO3-N
Eaux de toilettes 77.4 43.9 97.1 3.8
Eaux de Bain 1.3 2.5 0.6 15.3
Eaux de lavabo 2.1 1.7 0.1 10.7
Eaux de douche 5.1 6.4 0.7 24.6
Eaux de cuisine 10.1 23.2 0.3 38
Eaux de machine à
laver
4.0 22.3 1.2 7.6
3.2.6 Les eaux industrielles et commerciales
Les eaux usées commerciales et industrielles et en particulier celles des restaurants, contiennent des
quantités importantes de matières organiques. Les produits utilisés par les coiffeurs, les esthéticiens,
en parfumerie, les produits pharmaceutiques, les plastifiants, les conservateurs, les antioxydants ou
encore les solvants utilisés dans les industries ou dans les commerces constituent une source de
matières organiques. Les flux annuels en Cd, Cu, Pb et Zn pour différentes sources commerciales et
industrielles sont présentés dans le Tableau 30(Sörme et Lagerkvist, 2002), à l’échelle de quatre
villes suédoises.
Tableau 30 : Flux annuels en métaux lourds pour quelques sources
(Kg/an) Cd Cu Pb Zn
Grandes entreprises 0.47 87 21 200
Lavage de voiture 7.7 300 240 2300
Dentistes - - - -
Conduites et robinets - 1200 - 200
Totale 8.17 1587 261 2700
D’après Sörme et Lagerkvist (2002), le lavage des voitures peut être considéré comme une source
principale pour l’apport en Cd, Pb et Zn. Par ailleurs, le Cu a tendance de provenir de la corrosion
du réseau de tuyauterie. Les concentrations en métaux lourds dans les eaux usées d’origine
commerciale et industrielle, pour différents pays européens sont synthétisées dans le Tableau 31.
PREMIERE PARTIE COURS
65
Tableau 31 :Concentrations en métaux lourds des effluents industriels et commerciaux
Type d’industrie ou de
commerce
Concentrations
(µg/l)
pays références
C
d
Tous secteurs
Industrie pétrolière
3-1250
300-400
Allemagne
Grèce
Wilder et al 1997
NTUA, 1985
C
u
Tous secteurs
Industries électriques et de
métaux
Magasins d’artisanat
Bijouteries
37-26000
5000-10000
20500
700-1900
Allemagne
Grèce
Italie
Wilder et al 1997
NTUA, 1985
EBAV, 1996
Pb
Tous secteurs
Industries électriques et de
métaux
Magasins de céramique
<50-13400
50
6000
Allemagne
Grèce
Italie
Wilder et al 1997
NTUA, 1985
EBAV, 1996
Zn
Tous secteurs
Industries électriques et de
métaux
Bijouteries
30-133000
60-2830
1000
Allemagne
Grèce
Italie
Wilder et al 1997
NTUA, 1985
EBAV, 1996
Ces concentrations sont très variables selon le site de mesure et le type d’industrie ou de commerce.
Les concentrations des eaux rejetées par différentes activités industrielles et commerciales (les
entreprises de traitement de surface, les restaurants, les commerces de vêtements, de chaussures, les
hôpitaux…) à Paris sont regroupées dans le Tableau 30.
. Ces valeurs varient considérablement selon le type d’activité, en particulier les concentrations en
métaux lourds Les concentrations en métaux lourds des eaux industrielles et commerciales sont
largement supérieures à celles des eaux usées domestiques (Tableau 33).
µg/l 1er décile médiane 9ième
décile
Cd - 0.2 -
Cu 91 92 101
Pb 15 19 31
Zn 86 92 422
PREMIERE PARTIE COURS
66
Tableau 33 : concentrations des MES, et des matières organiques et azotées, dans les eaux usées
commerciales et industrielles par type d’activité (cellule des contrôles des eaux, 2003)
mg/l MES DCO DBO5 NTK
Traitement de
surface
30-399, (163) 132-871,
(468)
- -
Etablissement
soins
146-489,
(135)
157-1112,
(373)
29-239,
(106)
16-74, (33)
Restauration 118-1481,
(506)
461-2837,
(1400)
181-1380,
(511)
20-142,
(70)
Pressing et
teinturerie
164-963,
(327)
321-1920,
(614)
(334) 26-84, (59)
Blanchisserie 141-376,
(165)
322-853,
(404)
- 12-63, (35)
Ateliers 170-1636,
(742)
504-1452,
(945)
402-831,
(617)
86-182,
(147)
Garage 166-1054,
(457)
838-2204,
(1630)
- 54-128,
(89)
Laboratoire photo 262-1228,
(864)
571-3402,
(1331)
166-827,
(291)
62-44,
(139)
Laboratoire
d’analyse
20-834, (151) 67-986,
(359)
7-447,
(166)
14-122,
(58)
Autres (697) (1630) (458) (89)
x-y,(z) : 1er decile-9ième décile,(médiane)
PREMIERE PARTIE COURS
67
Tableau 34 : concentrations des métaux lourds, dans les eaux usées commerciales et industrielles
par type d’activité (cellule des contrôles des eaux, 2003)
µg/l Cd Cu Pb Zn
Traitement de
surface
14-19, 130-1408, 51-59, 222-902,
Traitement de
surface
-17 -490 -55 -410
Etablissement soins <8 50-180, <50-60 134-500,
-90 -250
Restauration - - - -
Pressing et
teinturerie
- - - -
Blanchisserie - - - -
Ateliers <8 91-212, <50 367-482,
-155 -435
Garage <8 104-424, 58-700, 270-732,
-300 -80 -390
Laboratoire photo - - - -
Laboratoire
d’analyse
<8 54-236, 58-106, 135-580,
-70 -90 -325
Autres <9 390 250 650
x-y,(z) : 1er decile-9ième décile,(médiane)
Tableau 35 : concentrations en métaux lourds dans les eaux usées domestiques (Cellules de
contrôles des eaux)
µg/l 1er décile médiane 9ième
décile
Cd - 0.2 -
Cu 91 92 101
Pb 15 19 31
Zn 86 92 422
PREMIERE PARTIE COURS
68
Chapitre 4 : méthode de dépollution et remédiation des eaux polluées
4.1L’Epuration des eaux usées :
Introduction :
Epurer les eaux usées, c’est dans la mesure du possible, éviter au milieu extérieur de subir les
conséquences néfastes de l’activité humaine. Tout était prévu dans la nature pour qu’elles soient
remis en circuit, les constituants des molécules hautement perfectionnées dont sont bâtis les êtres
vivants. Mais l’homme doit prévoir la même possibilité pour les molécules qui, dans un premier
temps, ont été conçues pour résister au plus possible d’agents naturels, (teintures, Lessives,
conserves, etc...) tous ces produits se retrouvent peu, dans les eaux usées. Ils sont alors confiés au
spécialiste de l’épuration qui est sommé de les faire disparaître, eu Prenant à son compte une foule
de paramètre (débits, pH, température) susceptibles d’évoluer dans des fourchettes relativement
larges, la principale sujétion de l’épuration des eaux usées et de garantir la qualité d’un produit fini
(eau traitée et boues) quelle que soient les Caractéristiques et le débit d’une matière qu’il est tenu de
prendre toujours eu totalité.
4.2. Généralités sur l’épuration :
L’épuration d’une eau usée résiduaire comportera logiquement les opérations suivantes :
- Retirer les éléments les plus gros, débris organiques ou minéraux de dimension notable.
- S’attaquer aux matières en suspension de densité suffisamment différente de l’eau en jouant
sur cette différence pour qu’une séparation effective se produise en peu de temps.
- Assurez l’élimination de la pollution restante constituée de matières colloïdales ou
dissoutes, en accélérant la destruction naturelle de ces éléments par action de bactéries en présence
d’oxygène.
- Eventuellement éliminer les pollutions résiduelles pouvant être gênantes en aval : germes
pathogènes, azote, phosphore, …etc., par des moyens spécifiques.
Ces quatre phases constituent les prétraitements, les traitements primaires avec principalement la
décantation, le traitement secondaire, généralement biologique et le traitement tertiaire. (4) Cette
démarche est logique, elle va du plus simple et moins coûteux au plus compliqué, les techniques
mises en œuvre déroulent de ce que l’on constate dans la rivière, sédimentation, attaque des
éléments biodégradables. L’accélération des processus sert à réduire les volumes nécessaires grâce
à des temps de réaction plus rapides et permet d’arriver à des coûts acceptables. Cette combinaison
judicieuse entre la recherche de la compacité des traitements et la complication des ouvrages et des
procédés variera sensiblement suivant les conditions locales (place disponible à un coût acceptable,
PREMIERE PARTIE COURS
69
valeur de l’énergie, capacité des exploitants) (Figure 20). Le traitement consiste finalement en
l’élimination de matières polluantes ou en la transformation de ces matières en matières non
polluantes.
Figure20 :Schéma type d’évacuation des eaux usées et les eaux pluviales
4.3. Epuration des eaux usées
4.3.1. Le prétraitement :
Les composantes du traitement préliminaire :
Dégrillage, dessablage, dégraissage et déshuilage ont une triple fonction :
Protéger les équipements aval contre le colmatage, le blocage de certaines pompes, ou
encore éviter des conditions médiocres d’aération (avec les graisses).
Protéger le milieu récepteur contre des risques esthétiques ou des dépôts intempestifs, ou la
formation de filtre d’huile gênant la re-aération naturelle (Figure3).On notera la nécessité
d’évacuer correctement les produits retirés de l’eau.
1-Le dégrillage :
Les grilles comportent toujours des barreaux de 8 à 15 mm d’épaisseur équidistants et situés dans
un plan perpendiculaire au plan défini par la direction du courant et la verticale (Figure 20).
Le plan de grille peut être vertical ou incliné. Suivant l’écartement des barreaux, on distinguera les
grilles grossières (écartement 10cm) qui généralement protègent une grille moyenne (1.5 à 2.5 cm)
ou fine.
Les grilles grossières comportent souvent un raclage manuel alors que les autres, notamment les
fines, disposent généralement d’un nettoyage mécanique compte tenu de l’accumulation de matières
qu’elles occasionnent.
Le dimensionnement des grilles est fait de façon à ce que la vitesse horizontale dépasse 30 cm/s
pour éviter la sédimentation des matières organiques, et que la vitesse entre les barreaux soit
PREMIERE PARTIE COURS
70
inférieure à 100cm/s pour éviter que les déchets arrêtés ne soient entraînés. Au fur et à mesure que
se produisent les dépôts, la perte de charge s’accroît (de 10cm à 40 cm), ce qui permet le
déclanchement automatique du système de nettoyage par un râteau mécanique (Figure 20).
2-Le dessablage :
Le dessablage a pour but d’extraire des eaux brutes les graviers, sables et particules minérales plus
ou moins fines, de façon à éviter les dépôts dans les canaux et conduites, à protéger les pompes et
autres appareils contre l’abrasion, à éviter de surcharger les stades de traitement suivants. Il
concerne les particules de plus de 200 microns, les éléments les plus fins étant éliminés par
décantation (Figure 21).
3-Le déshuilage –Le dégraissage :
Une meilleure efficacité nécessite un dégraisseur-déshuileur séparé. L’aération de fait dans une
zone spéciale, et la sédimentation dans une zone tranquille calculée pour une vitesse ascensionnelle
de 15/20m/h, au maximum 25m/h (figure 21).
Le temps de séjour est de l’ordre est de 3 à 5 minutes, le débit d’air est de 4 à 8m3/h parm3 de
capacité de l’ouvrage, On peut dans ces conditions récupérer plus de 80% des matières grasses et
flottantes, Leur évacuation est faite par raclage mécanique en surface
4.3.2. Le traitement primaire :
Il consiste en une décantation dans un ouvrage bétonné qui permet un temps de séjour de
l’ordre de deux heures, la vitesse de surverse (quotient du débit horaire par la surface) est souvent
de l’ordre de 1 à 2 m/h, leur forme est en général circulaire mais les appareils rectangulaires
donnent aussi satisfaction, les boues décantées sont reprises par des racleurs de fond, parfois munis
de pompes suceuses, ils comprennent toujours un racleur de surface pour l’évacuation des matières
flottantes (figure 21).
4.3.3. Le traitement secondaire :
Le traitement secondaire se poursuit dans quatre décanteurs circulaires secondaires qui ont la
tache de séparer les micro-organismes de l’eau épurée.
La boue de micro-organismes est recueillie au fond des décanteurs secondaires et l’eau épurée
se déverse à la périphérie pour être acheminée à l’émissaire dans la rivière (figure 21)
PREMIERE PARTIE COURS
71
Arrivée des
eaux usées Relevage Dégrillage
Dessablage
Déshuilage
Sortie
en rivière Clarification
Traitement
biologique
Traitement
primaire
(décantation)
Figure21 : Les étapes et procédés de traitement des eaux usées .
Durée de la décantation secondaire : 7 heures la boue secondaire est recerclée à l’entrée des bassins
d’aération pour retourner au travail en aération. Chaque micro-organisme peut faire 4 à 5 fois par
jour le tour du traitement secondaire. Etant donné que ces micro-organismes semultiplient et qu’il
faut garder leur nombre à un niveau constant, il faut prélever une certaine quantité de boue à chaque
jour. Ce sont les boues en excès les quelles sont pompées dans les décanteurs primaires. Le
traitement secondaire a pour but l’élimination, le maximum de la DBO et de la DCO de la façon la
plus efficace et la plus rapide et on utilise les réactions aérobies en s’efforçant de les activer grâce à
l’oxygène fourni en abondance. On cherche à augmenter le rapport du nombre de microorganismes
au poids de la nourriture disponible(Tableau 36).
4.3.4. Traitement tertiaire :
C’est l’élimination de l’azote par anaérobiose (Périodique ou non) qui semble appelée au meilleur
avenir. Toutefois plusieurs stations envisagent une filtration sur lit de sable pour écrêter les pointes
de M.E.S, donc de DBO5 et de DCO, la vitesse choisie est rarement inférieure à 8 m/h (Tableau 34).
PREMIERE PARTIE COURS
72
Tableau 36 : Natures des procédés dans les phases de traitement.
Phases de traitement Procédé utilisé Nature du procédé
Prétraitement Dégrillage
Dessablage
Dégraisseur
Déshuileur
Avec ou sans aération
Physique
Physique
Physique
Traitement primaire Décantation simple
Décantation avec
floculation
Physique
Physique+chimique
Traitement secondaire Traitement à bactéries
fixées
Boues activées
Lagunage simple
Lagunage aéré
Physique+biologique
Physique+biologique+chimique (O2)
Biologique+physique.
Physique+biologique+chimique
4.4. Les techniques intensives d’épuration
4.4.1. Les lits bactériens :
Le principe de fonctionnement d’un lit bactérien consiste à faire ruisseler les eaux usées,
préalablement décantées sur une masse de matériaux poreux ou caverneux qui sert de support aux
micro-organismes (bactéries) épurateurs. Une aération est pratiquée soit par tirage naturel soit par
ventilation forcée, il s’agit d’apporter l’O2 nécessaire au maintien de bactéries aérobies en bon état
de fonctionnement. Les matières polluantes contenues dans l’eau et l’oxygène de l’air diffusent à
contre-courant à travers le film biologique jusqu’aux micro-organismes assimilateurs. Le film
biologique comporte des bactéries aérobies à la surface et des bactéries anaérobies près du fond. Les
sous-produits et le gaz carbonique produits par l’épuration s’évacuent dans les fluides liquides et
gazeux(Figure 22).
PREMIERE PARTIE COURS
73
Figure22 : Lit bactérien, remplissage
4.4.2. Les boues activées :
Dans cette technique schématisée (figure 23), les micro-organismes restent en suspension
dans l’eau, notamment les levures et bactéries qui assurent l’essentiel de l’épuration. La séparation
par la décantation en serait toutefois très difficile si des organismes supérieurs notamment des
protozoaires n’assuraient leur rassemblement sous forme de flocons ou flocs, séparables dans un
décanteur. Les phénomènes entrant en jeu dans le bassin d’activation sont de la même famille que
ceux qui se produisent en rivière, mais accélérés par la prolifération des bactéries. L’ensemble des
flocs qui se développent dans l’eau épurée sont séparés dans un décanteur. La vitesse ne doit pas
dépasser 2.5 m/h, et 1 m/h. en aération prolongée. Comme on le verra ci-dessous, elle dépend de
l’indice de Mollman. Le clarificateur comporte plusieurs points de collecte des boues (ouvrages à
succion) qui les amène à des fosses d’où elles sont recyclées.
Figure 23 : Schéma d’une station de traitement traditionnel par boues activées.
Bassin de
dessablage
Décanteur
Primaire
Bassin
d’activation
Clarificateur
Grille
Boues en excès
Boues en retour Boues vers le
traitement
Entrée des eaux usées
Sortie des Eaux
épurées
PREMIERE PARTIE COURS
74
Les boues en excès sont mélangées avec les boues du décanteur primaire pour être envoyées au
traitement des boues, une partie des boues extraites est renvoyée vers le bassin d’activation pour
maintenir une population bactérienne élevée, le taux de circulation est déterminé en fonction de la
charge massique de la teneur en matières solides du bassin, il peut varier de 0.5 à 3, mais reste
souvent autour de1, la charge massique est définie comme le rapport suivant :
Masse de DBO 5 éliminée journellement
CM=
Masse de boues présentes dans le bassin
4.4 3. La bio filtration :
Cette technique est surtout utilisée pour le traitement des eaux urbaines lorsque se pose un
problème d’encombrement. Elle utilise comme support un matériau granulaire qui assure d’une
part, la rétention des matières en suspension par filtration et d’autre part, la fixation d’une biomasse
épuratoire, L’air est insufflé par le bas, l’eau peut être introduit par courant ascendant ou descendant
suivant la technique utilisée. Les micro-organismes adhérents à chaque grain sous la forme d’un
film biologique épurateur.
4.5. Les techniques extensives :
Les techniques dites extensives sont des procédés qui réalisent l’épuration à l’aide de
cultures fixées sur support fin ou encore à l’aide de cultures libres mais utilisant l’énergie solaire
pour produire de l’oxygène par photosynthèse.
Le fonctionnement de ce type d’installation sans électricité est possible, excepté pour le
lagunage aéré pour lequel un apport d’énergie est nécessaire pour alimenter les aérateurs ou les
matériels d’insufflation d’air.
4.5.1. Cultures libres :
Principe en jeu :
Le processus d’épuration par « cultures libres » repose sur le développement d’une culture
bactérienne, de type aérobie principalement, l’oxygène provient de diverses sources selon les
filières.
La culture bactérienne est ensuite séparée de l’eau traitée par mécanisme de sédimentation
dans un ouvrage, le plus souvent, spécifique (clarificateur, lagune de décantation …).
PREMIERE PARTIE COURS
75
4.5.1.1. Lagunage naturel :
Principe de fonctionnement :
L’épuration est assurée grâce à un long temps de séjour, dans plusieurs bassins étanches disposés en
série. Le nombre de bassin le plus communément rencontré est de 3. Cependant, utiliser une
configuration avec 4 voire 6 bassins permet d’avoir une désinfection plus poussée.
Le mécanisme de base sur lequel repose le lagunage naturel est la photosynthèse. La tranche
d’eau supérieure des bassins est exposée à la lumière, ceci permet l’existence d’algues qui
produisent l’oxygène nécessaire au développement et maintien des bactéries aérobies. Ces bactéries
sont responsables de la dégradation de la matière organique. Le gaz carbonique formé par les
bactéries, ainsi que les sels minéraux contenus dans les eaux usées, permettent aux algues de se
multiplier. Il y a ainsi prolifération de deux populations interdépendantes : les bactéries et les algues
planctoniques, également dénommées micropyles. Ce cycle s’auto entretient tant que le système
reçoit tant que le système reçoit de l’énergie solaire et de la matière organique.
En fond de bassin, ou la lumière ne pénètre pas, ce sont des bactéries anaérobies qui
dégradent les sédiments issus de la décantation de la matière organique, un dégagement de gaz
carbonique et de méthane se produit à ce niveau.
4.5.1.2. Lagunage aéré :
Description générale :
L’oxygénation est, dans le cas du lagunage aéré, apportée mécaniquement par un aérateur de
surface ou une insufflation d’air. Ce principe ne se différencie des boues activées que par l’absence
de ce système de recyclage des boues ou d’extraction des boues en continu. La consommation en
énergie des deux filières est, à capacité équivalente, comparable (1,8 à 2 kW / kg DBO5éliminée).
Grands mécanismes en jeu :
Dans l’étage d’aération, les eaux à traiter sont en présence de micro-organismes qui vont
consommer et assimiler les nutriments constitués par la pollution à éliminer, ces micro-organismes
sont essentiellement des bactéries et des champignons (comparable ceux présents dans les stations à
boues activées).
Dans l’étage de décantation, les matières en suspension que sont les amas de micro-organismes et
de particules piégées, décantent pour former les boues. Ces boues sont pompées régulièrement ou
enlevées du bassin lorsqu’elles constituent un volume trop important. Cet étage de décantation est
constitué d’une simple lagune de décantation, voire, ce qui est préférable, de deux bassins qu’il est
possible de by-pass er séparément pour procéder à leur curage.
En lagunage aéré, la population bactérienne sans recirculation conduit :
A une densité de bactéries faible et à un temps de traitement important pour obtenir le
niveau de qualité requis.
PREMIERE PARTIE COURS
76
Une floculation peu importante des bactéries, ce qui contraint à la mise en place d’une
lagune de décantation largement dimensionnée.
4.6. Cultures fixées
4.6.1. L’infiltration- percolation sur sable :
L’infiltration percolation d’eaux usées est un procédé d’épuration par filtration biologique
aérobie sur un milieu granulaire fin. L’eau successivement distribuée sur plusieurs unités
d’infiltration. Les charges hydrauliques sont de plusieurs centaines de litres par mètre carré de
massif filtrant et par jour. L’eau à traiter est uniformément répartie à la surface du filtre qui n’est
pas recouvert. La plage de distribution des eaux est maintenue à l’air libre et visible, Une autre
variante intéressante de l’épuration par le sol est constituée par les filtres à sable horizontaux ou
verticaux enterrés. Ces techniques utilisées avant tout, pour les situations relevant de
l’assainissement autonome restent intéressantes pour l’assainissement autonome regroupé
concernant quelques centaines d’équivalents habitants, Pour un filtre à sable verticale enterré, un
dimensionnement de 3.5 m2/hab. est nécessaire est une alimentation basse pression recommandé
(figure 24).
Figure 24 : Infiltration percolation étanchée et drainée.
4.6.2. Les filtres plantés à écoulement vertical :
Principe de fonctionnement :
Les filtres sont des excavations, étanchées du sol, remplies de couches successives de
gravier ou du sable de granulométrie variable selon la qualité des eaux usées à traiter.
Contrairement à l’infiltration –percolation précédemment évoquée, l’influent brut est réparti
directement, sans décantation préalable, à la surface du filtre, il s’écoule en son sein en subissant un
traitement physique (filtration), chimique (adsorption, complexassions…) et biologique (biomasse
fixée sur support fin).les eaux épurées sont drainées. Les filtres sont alimentés en eaux usées brutes
par bâchées. Pour un même étage, la surface de filtration est séparée en plusieurs unités permettant
d’instaurer des périodes d’alimentation et de repos (figure 25). Le principe épuratoire repose sur le
développement d’une biomasse aérobie fixée sur un sol reconstitué d’oxygène est apportée par
PREMIERE PARTIE COURS
77
convention et diffusion, l’apport d’oxygène par les radicelles des plantes est ici négligeable par
rapport aux besoins.
La filière se compose :
D’un dégrillage.
D’un premier étage de filtres verticaux
D’un second étage de filtres verticaux. (5)
Figure 25 : Coupe transversale d’un filtre planté à écoulement vertical.
4.6.3. Les filtres plantés de roseaux à écoulement horizontal :
Principes de fonctionnement :
Dans les filtres à écoulement horizontal, le massif filtrant est quasi-totalement saturé en eau,
l’effluent est réparti sur toute la largeur et la hauteur du lit par un système répartiteursitué à une
extrémité du bassin, il s’écoule ensuite dans un sens principalement horizontale au travers du
substrat. La plupart du temps, l’alimentation s’effectue en continue car la charge organique apportée
est faible (Figure 25).
L’évacuation se fait par un drain placé à l’extrémité opposée du lit, au fond et enterré dans une
tranchée de pierres drainantes, ce tuyau est relié à un siphon permettant de régler la hauteur
surverse, et donc celle de l’eau dans le lit, de façon à ce qu’il soit saturé pendant la période
d’alimentation, le niveau d’eau doit être maintenu environ à 5cm sous la surface du matériau, en
effet, l’eau ne doit pas circuler au –dessus de la surface pour ne pas court-circuiter la chaîne de
traitement, il n’y a donc pas d’eau libre et pas de risque de prolifération d’insectes.
PREMIERE PARTIE COURS
78
Figure 26 : Coupe transversale d’un filtre planté à écoulement horizontal.
1. Réalisation des systèmes d’épuration :
Le code des eaux amendées en 1996 stipule que « toutes les agglomérations de plus de
100.000 habitants doivent disposer impérativement de procédés et de systèmes d’épuration des eaux
usées ».Les agglomérations de cette catégorie sont aujourd’hui au nombre de 32 avec une
population totale de plus de 7 millions d’habitants, par ailleurs, la réalisation des systèmes
d’épuration doit obéir à des objectifs de qualité dans les cours d’eau, les barrages les nappes ou sur
le littoral, c'est-à-dire dans un espace géographique
(Le bassin hydrographique) qui dépasse les limites administratives, C’est dans ce cadre que les
priorités devront être définies.
2. Le Lagunage :
Si l’épuration des rejets des grandes agglomérations et des industries est à peu près
matérialiser par des techniques classiques, il n’en est pas de même pour ceux des secteurs d’habitats
dispersés, et des petites collectivités. L’adaptation de ces techniques est en effet d’autant plus
difficile que la taille des collectivités à desservir est faible ou soumise à d’importantes variations
saisonnières.
En réponse à ce problème, le lagunage naturel comme procédé d’épuration des eaux
résiduaires, s’avère une solution adéquate et efficace, le lagunage est un procédé naturel de
traitement biologique des eaux usées dont le principe est de maintenir et de faire circuler dans des
bassins étanches une tranche d’eau, exposé en permanence à l’air libre, l’efficacité de cette
technique pour l’élimination des germes pathogènes, sa simplicité d’exploitation et sa bonne
intégration au milieu rural ont amené le procédé .
Dans le cadre du programme de relance économique une première phase de 08 stations de
lagunage, ont été inscrites en études
PREMIERE PARTIE COURS
79
4.7. La réutilisation des eaux usées
L'objectif principal de la réutilisation des eaux usées est non seulement de fournir des quantités
supplémentaires d'eau de bonne qualité en accélérant le cycle d'épuration naturelle de l'eau, mais
également d'assurer l'équilibre de ce cycle et la protection du milieu environnant. Par définition,
cette réutilisation est une action volontaire et planifiée qui vise la production des quantités
complémentaires en eau pour différents usages afin de combler des déficits hydriques.
4.7.1. Les principales voies de réutilisation
En fonction des exigences de qualité des consommateurs, deux grandes classes de réutilisation
peuvent être définies :
Les usages potables qui peuvent être directs, après un traitement poussé, ou indirects, après
passage dans le milieu naturel (Figure 26),
Les usages non potables dans les secteurs agricoles (irrigation), industriel et urbain (Tableau
35).
Figure26 :schéma de la réutilisation directe et indirecte des eaux usées
Au plan mondial, l'utilisation de cette technique par l'agriculture, l'industrie et les usages
domestiques couvre respectivement 70 %, 20 %, 10 % de leur demande en eau.
La Figure 27résume les principales voies de réutilisation dans les pays ayant une expérience
significative dans ce domaine. Il apparaît que la réutilisation pour l'irrigation est essentiellement
présente dans les pays réputés agricoles mais dont les ressources hydriques sont faibles, comme le
bassin méditerranéen, le Sud des Etats-Unis. Les plus grands projets de réutilisation ont été
développés dans les régions de l'Ouest et de l'Est des Etats-Unis, l'espace méditerranéen, l'Australie,
l'Afrique du Sud et dans les zones semi-arides de l'Amérique du Sud et de l'Asie du Sud
PREMIERE PARTIE COURS
80
Tableau 37 : types de réutilisation : exigences de mise en œuvre et de gestion
Figure 27 :répartition par secteur et localisation des expériences mondiales les plus importantes en
réutilisation des eaux résiduaires urbaines
4.7.2 Le secteur agricole
La majorité des projets de réutilisation des eaux usées concerne des utilisations agricoles. Pour ce
secteur, la réutilisation des eaux améliore les rendements des cultures et apporte des bénéfices
financiers.
PREMIERE PARTIE COURS
81
Afin de garantir la protection de la santé publique, il est indispensable de mettre en place des
normes et des réglementations strictes et adaptées à la spécificité des différentes cultures. Il existe
deux grands groupes de normes : les recommandations de l'OMS (1989) et la réglementation
californienne « titre 22 » (1978). L'objectif principal est d'éliminer les risques sanitaires. Ainsi, pour
l'irrigation sans restriction, la pollution microbiologique des eaux usées utilisées doit, selon l'OMS,
rester au-dessous de 1 000 coliformes fécaux (CF)/100 ml et moins de 1 œuf d'helminthe/l. Le «
Titre 22 » californien fixe des restrictions plus sévères, voire l'absence totale de germes-tests :
moins de 2,2 coliformes totaux (CT)/100 ml. Dans certains pays, les normes sont draconiennes pour
les végétaux destinés à la consommation. Ainsi, l'Afrique du Sud exige une qualité d'eau potable
pour cette application ; l'état d'Arizona a introduit l'absence de virus comme nouveau paramètre
microbiologique (Figure 28).
Dans les pays où les normes existantes sont très sévères (Australie, Etats-Unis, certains pays du
Moyen-Orient), un traitement secondaire est obligatoire, et parfois, en sus, un traitement tertiaire.
L'irrigation de cultures ou d'espaces verts est la voie la plus répandue de réutilisation des eaux usées
urbaines. Au niveau mondial, c'est également la solution qui a le plus d'avenir à court et à moyen
terme.
Figure 28 : principales filières de traitement pour la réutilisation agricole des eaux résiduaires
urbaines
En France, l'abondance des ressources en eau ne favorise pas le développement d'une telle
réutilisation des eaux usées. L'expérience actuelle se limite à des projets de faible taille (irrigation
jusqu'à 320 ha), situés surtout dans les zones côtières de l'Atlantique (par exemple Pornic pour
PREMIERE PARTIE COURS
82
l'irrigation de golfs) et de la Méditerranée (par exemple Montpellier pour l'irrigation de cultures)
.L'application qui connaît l'expansion la plus importante reste l'irrigation des golfs.
L'expérience de Mexico City apparaît comme le plus important projet de réutilisation des eaux
usées au niveau mondial Presque 100 % des eaux usées brutes de la capitale mexicaine (de 45 à 300
m3/s par temps de pluie) sont réutilisées pour l'irrigation de plus de 85 000 ha de diverses cultures
agricoles.
Aux Etats-Unis, la réutilisation agricole est une pratique très répandue. 34 états disposent de
réglementations ou de recommandations, souvent très sévères. Ces mesures législatives, et plus de
trente ans d'expérience, font des Etats-Unis un pays phare au plan mondial dans le domaine de la
réutilisation des eaux usées. En Floride et en Californie, respectivement 34 % (340 000 m3/j) et 63
% (570 000 m3/j) du volume total d'eaux usées réutilisée le sont pour l'agriculture 'usine de
réutilisation de West Basin (Californie) (capacité finale 270 000 m3/j), gérée par United Water
Services, filiale de Suez Lyonnaise des Eaux, a développé le plus vaste programme de réutilisation
basé sur des technologies de pointe et des usages diversifiés :
70 % de l'effluent sont réutilisés pour l'irrigation agricole après un traitement type Titre 22
(filtration tertiaire et désinfection), une partie de l'eau traitée est destinée à la réutilisation
industrielle après élimination complémentaire de la pollution azotée par la bio filtrationBifore,
Une partie de l'effluent sert même à la production d'eau potable.
Après l'extension prévue de l'usine, celle-ci deviendra la plus importante des Etats-Unis
4.7.3. Le secteur industriel
La réutilisation industrielle des eaux usées et le recyclage interne sont désormais une réalité
technique et économique. Pour certains pays et types d'industries, l'eau recyclée fournit 85 % des
besoins globaux en eau. Les secteurs les plus grands consommateurs en eau sont les centrales
thermiques et nucléaires (eau de refroidissement) et les papeteries. La qualité de l'eau réutilisée est
réglementée et dépend du type d'application ou de production industrielle. La part des eaux usées
urbaines ne dépasse pas 15% du volume des eaux réutilisées en industrie. Aux Etats-Unis, par
exemple, le volume des eaux résiduaires réutilisées en industrie est d'environ 790 000 m3/j, dont 68
% pour le refroidissement Le sector urbain et périurbain
4.7.4. Réutilisation pour un usage non-alimentaire
Les usages urbains et périurbains des eaux usées correctement traitées se développent rapidement et
deviennent un élément fondamental de la politique de gestion intégrée de l'eau dans les grandes
agglomérations Plusieurs municipalités du Japon (pionnier des pays en voie de développement : 8
% du volume total des eaux usées réutilisées soit environ 8 millions de m3 par an) et des villes des
PREMIERE PARTIE COURS
83
Etats-Unis ont déjà construit des systèmes de distribution double : eau potable et eaux usées à
réutiliser.
Les bénéfices obtenus sont importants. Il faut noter en premier, la réduction de la demande en eau
potable qui peut atteindre 10-15 %, voire 40 % dans les zones résidentielles avec beaucoup
d'espaces verts Les usages les plus courants sont l'irrigation d'espaces verts (parcs, golfs, terrains
sportifs), l'aménagement paysager (cascades, fontaines, plans d'eau), le lavage des rues ou des
véhicules et la protection contre l'incendie. Une autre application importante est le recyclage en
immeuble avec, par exemple l'utilisation de l'eau ménagère traitée pour le lavage des sanitaires. Les
normes qui régissent la qualité des eaux usées destinées à de tels usages sont très sévères et voisines
à celles en vigueur pour l'eau potable.
Pour les usages urbains, l'Afrique du Sud et l'Australie sont les pays dont les normes sont les plus
sévères. Ils exigent respectivement une qualité d'eau potable et l'élimination totale des virus. Dans
ce cas, les filières de traitement se rapprochent de celles de production d'eau réutilisée pour des
usages potables
4.7.5. Réutilisation pour un usage alimentaire (eau « potable »)
Le progrès technologique du métier de l'eau permet de produire une eau de très bonne qualité,
même à partir des eaux usées. De nombreuses études ont conclu à l'absence d'objection pertinente à
la réutilisation des eaux résiduaires correctement traitées à des fins potables. Toutefois, les
principales contraintes pour ce type d'usage sont psychologiques et culturelles associées à la
perception de l'eau usée comme dangereuse et malsaine. De ce fait, la tendance principale
aujourd'hui est l'usage indirect, après un séjour temporaire de l'eau usée traitée dans le milieu
naturel. En fonction de la destination de l'eau réutilisée, ce type de réutilisation peut être classé soit
dans la catégorie de réutilisation potable, soit pour des usages non potables. Dans le premier cas, il
faut souligner l'impact psychologique très positif de ce détour par le milieu naturel qui permet à
l'eau destinée à la réutilisation de perdre son identité d'eau usée.
4.8. Production directe et indirecte d'eau potable à partir d'eaux usées
4.8.1. Production directe
L'unique exemple historique de production directe d'eau potable à partir des eaux usées est celui de
l'usine de Windhoek, en Namibie Plusieurs projets de démonstration de production directe d'eau
potable à partir des eaux résiduaires urbaines ont été menés à Denver aux Etats-Unis, à Capetown
en Afrique du Sud, à Sao Paolo au Brésil et à Mexico City Selon différentes études, la qualité de
l'eau produite aux Etats-Unis à partir d'effluents secondaires est meilleure que celle de bien des
ressources naturelles de surface Les études épidémiologiques indiquent l'absence de risques
microbiologiques et toxicologiques.
PREMIERE PARTIE COURS
84
4.8.2. Production indirecte
Le stockage intermédiaire des eaux usées (en partie assainies) peut s'effectuer dans des nappes
phréatiques, des lacs ou des réservoirs artificiels. Le taux de dilution des eaux usées réutilisées avec
l'eau des ressources naturelles varie de 16 à 40 %. Aucun impact négatif sur la santé humaine de ce
type d'eau réutilisée n'a jamais été détecté.
Le premier objet de production indirecte d'eau potable à partir des eaux usées en Europe a été mis
en place en 1997 dans la région d'Essex (Grande Bretagne) par la société Essex & Suffolk Water.
Plus de 35 000 m3/j d'eaux usées traitées sont mélangées aux eaux de surface (taux de dilution
maximale de 37 %) et envoyés dans le réservoir d'eau potable d'Hanninglied. Un suivi rigoureux de
la qualité des eaux réutilisées a été mis en place (virus, œstrogènes), complété par de nombreuses
études d'impacts sur l'environnement et la santé publique.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
85
1. Les éléments majeurs
TP 01 : Dosage du titre alcalimétrique et titre alcalimétrique complet (TA & TAC)
Principe de la méthode
Ces mesures sont basées sur la neutralisation d’un certain volume d’eau par un acide minéral,
en présence d’un indicateur coloré.
Les réactifs
Solution d’acide Sulfurique H2SO4 à 0.02 N.
Solution alcoolique de Phénophtaléine à 0.5 %.
Solution de méthylorange à 0.5%.
Mode opératoire
*Détermination du TA :
Tout d’abords, on introduit 100 ml d’eau àanalyser (un échantillon) dans un erlenmeyer ; Puis
on ajoute 1 à 2 gouttes de Phénophtaléine .L’échantillon doit se coloré en rose, dans le cas
contraire le TA et nul, chose produite généralement pour les eaux naturelles dont le pH est
inférieur à 8.3 ;
TA = VH2SO4 x N H2SO4 x 0.1 (en méq/L ).
* Détermination du TAC :
On utilise l’échantillon précédent, et on lui ajoute le méthylorange afin de déterminer le TAC
et on titre l’échantillon avec de l’acide sulfurique jusqu’au virage du jaune orange (à pH =
4.3).
Soit V le volume d’acide verser au cours du 2éme dosage
Et V° est le volume de la prise d’essai = 100 ml
TAC = (VSulfurique- 0.5) * Nsulfurique* V°/1000 (en méq/L).
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
86
TP 02 : Dosage du calcium et magnésium (Ca2+) et (Mg2+)
Les réactifs
- EDTA Na2 (C10H14N2O8Na2 2H2O.
- NaOH à 2N.
- Murexide (puparate d’ammonium).
Mode opératoire
- Prélever 50 ml de solution à doser.
- Ajouter 3 ml de NaOH à 2N (si l’échantillon est acidifié avec 2 ml de HNO3, ajouter 6
ml).
- Ajouter la murexide (quelques grains), on obtient une couleur rose bonbon.
- Titrer l’EDTA à N/50 jusqu’à passage à une couleur violet pourpre soit V cette
mesure.
Expression des résultats
Pour une prise d’essais de 50 ml :
[Ca2+] méq/l= 0,02*V*1000*5/50
V : volume de l’EDTA titré.
1. Dosage de Mg2+ - On a effectue le dosage de (Ca2+ + Mg2+)
- les concentrations de Mg2+ sont calculées par la formule suivante :
[Mg2+] méq/l = [Mg2++Ca2+]-[Ca2+].
Dosage de Ca2+ + Mg2+
Les réactifs
- EDTA Na2 (C10H14N2O8Na2 2H2O.
- Tampon ammoniacal.
- Noir Eriochrome T (NET).
Mode opératoire
- Prélever 50 ml de solution à doser.
- Faire chauffer à 60°C.
- Ajouter le tampon ammoniacal : 5 ml.
- Ajouter Noir d’Eriochrome (quelque grain).
- Titrer avec l’EDTA à N/50 jusqu’à obtention d’une couleur bleu cobalt. Soit V cette
mesure.
Expression des résultats
Pour une prise d’essais de 50 ml
[Mg2++Ca2+] méq/l= 0,02*V*1000*5/50
V : volume de l’EDTA titré.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
87
TP 03 : Dosage du Potassium (K) et du Sodium (Na+)
Par spectrophotométrie d’émission de flamme
A) Dosage du Potassium (K)
Réactifs
Etablissement de la courbe d’étalonnage
Solution mère à 1 g/l : dissoudre 0.477 g de Chlorure de potassium pur déshydraté dans 500
ml d’eau distillée.
Solution fille : à partir de la Solution mère à 1 g/l préparer 4 à 5 dilutions
2 mg/l prélever 2 ml
4 mg/l prélever 4 ml
6 mg/l prélever 6 ml
8 mg/l prélever 8 ml
10 mg/l prélever 10 ml
Mesures
Faire passer les dilutions au spectrophotomètre à flamme et noter les valeurs de Readout et
tracer la courbe d’étalonnage. La courbe doit être une droite passant par l’origine. Faire passer
ensuite les échantillons et noter les valeurs de Readout en la projetant sur le graphe et on
détermine la concentration du potassium. Si la concentration en potassium dépasse 10
mg/l.Procéder à la dilution de l’échantillon.
B) Dosage duSodium (Na+)
Réactifs
Etablissement de la courbe d’étalonnage
Solution mère à 1 g/l : dissoudre 0.634 g de Chlorure de sodium pur déshydraté dans 500 ml
d’eau distillée.
Solution fille : à partir de la Solution mère à 1 g/l préparer 4 à 5 dilutions
2 mg/l prélever 2 ml
4 mg/l prélever 4 ml
6 mg/l prélever 6 ml
8 mg/l prélever 8 ml
10 mg/l prélever 10 ml
Mesures
Faire passer les dilutions au spectrophotomètre à flamme et noter les valeurs de Readout et
tracer la courbe d’étalonnage. La courbe doit être une droite passant par l’origine.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
88
Faire passer ensuite les échantillons et noter les valeurs de Readout en la projetant sur le
graphe et on détermine la concentration du potassium. Si la concentration en potassium
dépasse 10 mg/l.Procéder à la dilution de l’échantillon.
Remarque :
-Prélever les échantillons dans des flacons en verre borosilicaté.
-Effectuer le dosage le plus rapidement possible.
-En cas de présence de M.E.S, filtrer les échantillons.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
89
TP 04 : Dosage des chlorures (Cl-)
Méthode de Mohr
• Principe de la méthode
Les chlorures sont dosés en milieu neutre par une solution titrée de nitrate d'argent en
présence de chromate de potassium. La fin de la réaction est indiquée par l'apparition de la
teinte rouge caractéristique du chromate d'argent.
Réactifs
- Acide nitrique pur.
- Carbonate de calcium pur.
- Solution de chromate de potassium à 10 %.
- Solution de nitrate d'argent 0,1 N.
• Mode opératoire
- Introduire 100 ml d'eau à analyser, préalablement filtrée, dans une fiole conique de
250 ml. Ajouter 2 à 3 gouttes d'acide nitrique pur puis une pincée de carbonate de
chaux et
- Ajouter 3 gouttes de solution de chromate de potassium à 10 %.
- Verser alors au moyen d'une burette la solution de nitrate d'argent jusqu'à apparition
d'une teinte rougeâtre, qui doit persister 1 à 3 minutes.
Soit V le nombre de millilitres de nitrate d'argent 0,1 N utilisés.
• Expression des résultats
Pour une prise d'essai de 100 ml :
V x 10 x 3,55 donne la teneur en chlorures, exprimée en milligrammes de Cl- par litre d'eau.
V x 10 x 5,85 donne la teneur en chlorures exprimée en milligrammes de NaCI par litre d'eau.
Remarques
- Dans le cas d'eaux très peu minéralisées, opérer par la technique
deCharpentier-Volhard (teneur en chlorures inférieure à 30 mg/ l).
- Dans le cas d'eaux contenant des sulfures, des thiosulfates ou des
matièresorganiques en quantité importante, utiliser la technique de
Charpentier-Volhard. On peut aussi détruire ces composés en ajoutant
goutte à goutte une solutionde permanganate de potassium environ 0,1 N
jusqu'à coloration persistante, puis décolorer par une goutte d'eau oxygénée
à 3 %.
- Dans le cas d'eaux alcalines à la phénol phtaléine ajouter de l'acide nitriqueau 1/10 jusqu'à
décoloration de la phénolphtaléine en évitant d'ajouter un excès d'acide. Pratiquer alors le
dosage comme l'indique
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
90
TP 05 :Dosage des sulfates (SO42-)
Principe de la méthode
Les sulfates sont précipités en milieu chlorhydrique à l'état de sulfate de baryum. le précipité
ainsi obtenu est stabilisé à l'aide d'une solution de Tween 20 ou de polyvinyl-pyrrolidone. les
suspensions homogènes sont mesurées au spectrophotomètre
Réactifs: * Solution d'acide chlorhydrique au 1/10:
*Solution de tween 20 à 25 %
* Solution de chlorure de baryum stabilisées:
1. chlorure de baryum BaCl2, 2 H2O …………………………..10 g
2. solution de tween 20 à 25 %................................................20 ml
3. eau distillé …………………………………………………qsp 100ml
Solution étalon de sulfate de sodium à 150mg / l de SO42-:
1. sulfate de sodium…………………………………………….0.221 g
2. eau permutée………………………………………..….qsp 1000 ml
Établissement de la courbe d'étalonnage:
Dans une série de tubes numérotés, introduire successivement :
Numéro de tube T 1 2 3 4 5 6
Solution étalon (ml) 0 1 3 5 7 9 10
Eau permutée (ml) 50 49 47 45 43 41 40
Acide chlorhydrique (ml) 1 1 1 1 1 1 1
Solution de chlorure de baryum stabilisé (ml) 5 5 5 5 5 5 -
Correspond en mg/l de SO42- 0 3 9 15 21 27 30
Agiter 2 à 3 fois énergiquement , après 15 min de repos , agiter à nouveau et faire la lecture au
spectrophotomètre à la longueur d'onde de 650 nm , construire la courbe d'étalonnage.
Mode opératoire :Dans des tubes, introduire successivement :
Eau à analyser …………………………………………………50 ml
Acide chlorhydrique …………………………………………..1 ml
Solution stabilisée de tween 20 + chlorure de baryum…….5 ml
Préparer dans les mêmes conditions un tube témoin en remplaçant l'eau à analyser par
l'eau distillée
Agiter énergiquement et laisser reposer 15 min
Agiter à nouveau
Faire la lecture au spectrophotomètre à la longueur d'onde de 650nm
Tenir compte de la valeur lue pour le témoin, se reporter à la courbe d'étalonnage.
Expression des résultats:
Pour un prise d'essaie de 39 ml , la courbe donne directement la teneur en sulfates exprimée
en milligrammes de sulfates par litre.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
91
2. Les nutriments
2.1. L’azote
TP 06 : Dosage de l’azote ammoniacal
Principe de la méthode:
La méthode décrite mesure la totalité de l’azote ammoniacal soit N-NH3 +N-NH4+
Symbolisée par N-NH34+, il s’agit de la méthode de Koroleff (1969)qui est simple et qui offre
une bonne précision ainsi qu’une bonne sensibilité :
C’est une application à l’eau de mer de la réaction de Berthelot ainsi schématisée :
ClHOOHOHCNNHCOClONHOHC O 25646356 232
Dans un premier temps, l’ammoniac forme une monochloramine avec l’hypovhlorite en
milieu légèrement basique, cette dernière réagit avec le phénol en présence d’une excès
d’hypochlorite pour former le bleu d’indophénol absorbant à 630 nm .la réaction est accélérée
par le nitroprussiante ou plus exactement un dérivé formé en milieu basique (Patton et Crouch
1977)
Grasshoff et Jahannsen (1972) ont réussi à remplacer l’hypochlorite par un autre donneur de
chlore : l’acide dichloroisocyanurique (1.3- dichloro1.3.5.triazine 2.4.6(1H.3H.5H) trione
sous forme de son sel de potassium
La précipitation des ions alcalinoterreux de l’eau de mer, au pH élevé de la réaction est évitée
par complexcation à l’aide de citrate de sodium(Solorzand,1969)
Réactifs :
Réactif 1 : Solution de phénol –Nitroprussiante
Pour 1 L de réactif : dissoudre 35 g de phénol et 400 mg de nitroprussiante de sodium (Na2Fe
(CN)5,NO,2H2O) dans de l’eau déminéralisé ou fraîchement distillée et compléter à 1000 ml .
Ce réactif doit être conservé au réfrigérateur et l’abri de la lumière : in n’est sable que
quelques semaines et doit renouvelé s’il prend une teinte verdâtre.
Réactif 2 : Solution Alcaline d’hypochlorite
Pour un litre de réactif :
Dissoudre 280g de citrate trisodique pour analyse (Na2 C6H5O7, 2 H2O)
22g de soude dans environ 800 ml d’eau déminéralisé ou fraîchement distillé
ajouter alors un volume de solution d’hypochlorite de sodium correspondant à 1,4 g de
chlore, soit : 44 ml d’une solution à 10 degrés chlorométrique ou 40 ml d’une
solution normale (le titre de ces solutions doit être contrôlé périodiquement.
compléter à 1000 ml.
On peut remplacer l’hypochlorite par du dichloroisocyanurate de potassium C3Cl2KN3O3
,il faut alors en ajouter 5 g par litre de réactif.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
92
Ce réactif est utilisable dans toute la gamme de salinité, mais de préférence au dessus de 5
‰ ; lorsque l’on n’analyse que des eaux de salinité inférieure à 5 ‰ ,la quantité de soude
introduite dans le réactif doit être abaissée à 14 g. l-1 au lieu de 22g. l-1
Réactif 3 : Solution étalon primaire d’ammonium
Sécher pendant 1h à 110C° du sulfate d’ammonium de pureté analytique (NH4)2 SO4—et en
dissoudre 0,661 g dans 1000ml d’eau distillée
1 ml contient 10 µ mol de N-NH4+
Cette solution est stable indéfiniment au réfrigérateur.
Réactif 4 : Solution étalon secondaire d’ammonium
Diluer 20 fois la solution étalon primaire avec de l’eau déminéralisé de bonne qualité
ou de l’eau fraîchement distillée. Ajouter du chloroforme à raison de 1 ml. l-1
1 ml contient 0,5 µmol.l-1 de NH4+
Cette solution est stable environ 1 semaine au réfrigérateur, mais pour plus de sécurité la
préparer avant usage.
Mode opératoire :Le processus général :
Prendre 100 ± 5 ml d’échantillon directement dans le flacon à réaction
Ajouter 3.0 ml du réactif 1
Boucher et agiter pour bien homogénéiser
Ajouter sans attendre 3.0 ml du réactif 2
Boucher et agiter à nouveau
Placer immédiatement à l’abri de la lumière pendant 6 à 8 h (ou mieux pendant une
nuit à température ambiante
Mesuré l’absorbance à 630 nm, par rapport à l’eau distillée en cuves de 10 cm de
trajet optique, ou en cuves plus petites (au dessus de 5 µmol.l-1) la coloration reste
stable pendant plusieurs jours à l’abri de la lumière.
Calcul expression des résultats :Soit :
Atr : l’absorbance mesurées pour l’échantillon traité.
bt : l’absorbance mesurée pour la turbidité.
br : l’absorbance mesurée pour le blanc des réactifs.
Cs : la correction de salinité déterminé d’après la courbe donnant sa variation en
fonction de la salinité
L’absorbance nette corrigée est )( rttrsc bbACA
Cette valeur Atr reportée sur la courbe d’étalonnage pour déduire la concentration de
l’échantillon.
On peut également déterminer la pente P de la droite d’étalonnage en µmol. l-1 par unité de
d’absorbance, dans ce cas la concentration est :
cAPlµmolNH ).]([ 1
4,3
On notera que P dépend de la longueur des cuves utilisées.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
93
TP 07 : Dosage de l’azote nitreux (NO2-)
Principe de la méthode :
La méthode décrite, fondée sur la réaction de Griss et appliquée à l’eau de mer par
Bendschneideret Robinson (1952), est une plus sensibles et des plus spécifiques pour
l’analyse des eaux naturelles.
Les ions nitrite forment un diazoïque avec le sulfanilamide en milieu acide (pH<2) selon la
réaction :
OHNNHCSONHHNONHHCSONH 24622224622 2)(2
Sulfanilamide
Puis le diazoïque avec le N- naphtyl-éthylènediamine pour former le colorant.
HNHCHNHHCNNHCSONH
NHCHNHHCNNHCSONH
2226104622
2227104622
)(
)()(
Ce colorant rose absorbe à la longueur d’onde de 543 nm.
Réactifs :
Réactif 1 : Solution de sulfanilamide
Pour préparer 500 ml de réactif
Diluer 50 ml d’acide chlorhydrique concentré (d= 1.18) dans environ 300 ml d’eau distillée
ou déminéralisé
Dissoudre 5 g de sulfanilamide dans cette solution et compléter à 500 ml
Cette solution est stable indéfiniment
Réactif 1 : Solution de N-naphtyl-ethylènediamine
Dans 500 ml d’eau distillée, dissoudre 0,5 g de dichlorohydrate de N-(1-naphtyl)-
éthylènediamine.
Conserver cette solution an froid et à l’abri de la lumière, le renouveler tous les mois ou dès
qu’il s’y développe une coloration brune
Solution étalon primaire de nitrite
Sécher à 110 C° pendant plusieurs heures du nitrite de sodium anhydre Na2NO2de pureté
garantie, GRASSHOFF (1979) recommande de ne pas utiliser de produit trop ancien.
Dissoudre 0,345 g dans de l’eau, compléter à 1000 ml et ajouter 1 ml de chloroforme,
transférer la solution dans un flacon en verre brun :
1 ml contient 5 µmol.l-1 N-NO2-
Conserver au froid et à l’abri de la lumière, cette solution est stable 1 à 2 mois
Solution étalon secondaire de nitrite
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
94
Diluer 100 fois la solution étalon primaire pour obtenir la solution secondaire :
1 ml contient 0.05 µmol.l-1 N-NO2-
Cette solution doit être préparée extemporanément : elle ne se conserve que quelques heures
Mode opératoire
Le processus général :
La température des échantillons doit être comprise entre 15 et 25 °C on procède comme
suit :
Rincer une éprouvette de 50 ml avec l’eau à analyser et y introduire 50±1 ml de
l’échantillon
Ajouter 1.0 ml du réactif 1 en mélanger
Laisser reposer 2 à 8 min
Ajouter 1.0 ml du réactif 2 et mélanger à nouveau
Attendre au moins 10 min pas plus de 2 heures
Mesurer l’absorbance en cuve de 10 cm de trajet optique à la longueur d’onde de
543 nm, en prenant de l’eau distillée comme référence
Calcul expression des résultats :
Soit :
Atr : l’absorbance mesurées pour l’échantillon traité.
bt : l’absorbance mesurée pour la turbidité.
br : l’absorbance mesurée pour le blanc des réactifs.
L’absorbance nette est : rttr bbAA
Cette valeur A est reportée sur la courbe d’étalonnage pour en déduire la concentration de
l’échantillon.
On peut également déterminer la pente P de la droite d’étalonnage en µ mol. l-1 par unité
d’absorbance, dans ce cas la concentration est :
APlµmolNON ).]([ 1
2
On notera que P dépend de la longueur des cuves utilisées
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
95
TP 08 : Dosage de l’azote nitrique (NO-3)
Principe de la méthode :
La méthode retenue quasi universellement est celle qui est fondée sur le dosage des ions
NO-2 obtenues par réduction quantitative (>95%) des ions NO-
3
On mesure donc en réalité la somme des concentrations des ions NO-2 et NO-
3 par réduction
de la concentration en nitrite, déterminé sans réaction, on obtient la concentration en nitrate.
Réactifs :
Réactif 1 : Solution de sulfanilamide
Pour préparer 500 ml de réactif
Diluer 50 ml d’acide chlorhydrique concentré (d= 1.18) dans environ 300 ml d’eau distillée
ou déminéralisé
Dissoudre 5 g de sulfanilamide dans cette solution et compléter à 500 ml
Cette solution est stable indéfiniment
Réactif 1 : Solution de N-naphtyl-ethylènediamine
Dans 500 ml d’eau distillée, dissoudre 0,5 g de dichlorohydrate de N-(1-naphtyl)-
éthylènediamine.
Conserver cette solution an froid et à l’abri de la lumière, le renouveler tous les mois ou dès
qu’il s’y développe une coloration brune
Solution étalon primaire de nitrite
Sécher à 110 C° pendant plusieurs heures du nitrite de sodium anhydre Na2NO2de pureté
garantie, GRASSHOFF (1979) recommande de ne pas utiliser de produit trop ancien.
Dissoudre 0,345 g dans de l’eau, compléter à 1000 ml et ajouter 1 ml de chloroforme,
transférer la solution dans un flacon en verre brun :
1 ml contient 5 µmol.l-1 N-NO2-
Conserver au froid et à l’abri de la lumière, cette solution est stable 1 à 2 mois
Solution étalon de nitrate
Dissoudre 0,506 g de nitrate de potassium anhydre dans 1 l d’eau distillée ajouter 1 ml de
chloroforme 1 ml contient 5 µmol.l-1 de N-NO3-
La solution est stable plusieurs mois si elle est conservée au froid et à l’abri de la lumière
Solution concentrée de chlorure d’ammonium
Préparer une solution à 250 g de chlorure d’ammonium NH4Cl par litre d’eau distillée
Solution diluée de chlorure d’ammonium
Diluer 40 fois la solution précédente avec de l’eau distillée ( 25 ml pour 1 l de solution)
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
96
Solution de sulfate de cuivreDans 500 ml d’eau distillée dissoudre 10 g de sulfate de cuivre
penta hydraté (CuSO4, 5H2O)
Mode opératoire Le processus général :
1.1. Analyse de la concentration totale nitrate+nitrite :
Prendre 100±2 ml d’échantillon, ajouter 2.0 ml de la solution concentrée de chlorure
d’ammonium et mélanger correctement.
Verser environ 5 ml de cette solution dans la colonne et les laisser écouler cette
procédure diminue considérablement les risques d’interférences entre échantillons
successifs.
Verser alors le reste de l’échantillon
Rejeter les 30 premiers millilitres
Rincer une éprouvette graduée de 50 ml avec quelques millilitres de la solution
sortant de la colonne et recueillir 50 ml de l’effluent.
Ajouter aussitôt 1.0 ml de réactif 1 et mélanger
Laisser reposer 2 à 8 min
Ajouter 1.0 ml du réactif 2 mélanger
Attendre au moins 10 min pas plus de 2 heures
Mesurer l’absorbance en cuves de 1 cm à 543 nm par rapport à l’eau distillée.
Remarque :Le temps de passage sur colonne doit rester le même pour toute une série
d’échantillon et d’étalons, Ce temps a été préalablement ajustée pour obtenir le rendement
optimal.Si la concentration de l’échantillon est susceptible de dépasser 25 µ mol.l-1 il est
nécessaire d’effectuer une dilution, avant l’addition des réactifs pour que la concentration
reste inférieure à cette valeur (voir dosage des ions nitrites)
1.2. analyse des ions de nitrites
Prendre 50±1 ml d’échantillon, ajouter 1.0 ml de solution concentrée de NH4Cl et mélanger,
poursuivre le dosage comme sur 50 ml d’effluent de la colonne.
Calcul expression des résultats :Soit :
Atr : l’absorbance mesurées pour l’échantillon traité.
bt : l’absorbance mesurée pour la turbidité.
br : l’absorbance mesurée pour le blanc des réactifs.
R : le rendement de réduction des ions nitrate en nitrite
r : la fraction des ions nitrite non réduits par la colonne
L’absorbance nette de l’échantillon est :
rttr bbAA
Cette valeur A est reportée sur la courbe d’étalonnage pour en déduire la concentration totale
en nitrite après passage de l’échantillon sur la courbe soit C cette concentration.
Si [NO3-] et [NO2
-] sont les concentrations respectives en micromoles par litre des ions
NO3- et NO2
- dans l’échantillon à analyser, on a eu après le passage sur la colonne :
][][ 23
NOrNORC D’où R
rNO
RClµmolNO ][
1.][ 2
1
3
[NO3-] est connue par la mesure directe sur l’échantillon non passer sur la colonne.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
97
TP 09 : Dosage de l'azote organique dissous et de l'azote organique particulaire
Méthode de Raimbault&Slawyk (1991) et Pujo-Pay&Raimbault (1994)
I INTRODUCTION
L'étude du cycle biogéochimiques de l'azote et du phosphate repose sur la connaissance et
la quantification des différentes formes de ces éléments. Il existe de nombreuses méthodes
pour déterminer les formes organiques. Nous allons utiliser une méthode développée par
Pujo-pay et Raimbault en 1994, méthode qui permet de doser simultanément l'azote et le
phosphate, particulaire (Tot-Npart Org-Npart &Tot-Ppart) ou total (Tot-N &Tot-P). On
peut ainsi en déduire l'azote et le phosphate total dissous (Tot-Ndiss&Tot-Pdiss). Si par
ailleurs on mesure les formes minérales dissoutes de l'azote et du phosphate, on peut en
déduire la fraction organique dissoute (Org-Ndiss&Org-Pdiss).
Principe de la méthode
Le principe du dosage est de minéraliser la matière organique par autoclavage en milieu
oxydant, alcalin puis acide, et de doser les éléments minéraux formés. Dans les conditions
expérimentales, toute la matière organique est transformée en nitrate pour l'azote et en
orthophosphates pour le phosphate.
Reactifs
Réactif pour la minéralisation:
Ajouter directement dans la dosipette de 250 ml placée sur la balance, 15 g de persulfate de
potassium K2S2O8 (Merck 5092), 7.5 g d'acide borique (Merck 165), 70 ml d'une solution
d'hydroxyde de sodium NaOH à 60 g/l et 170 ml d'eau déionisée (milli-Q). Le réactif doit
être stocké à l'abri de la lumière
Manipulation
Pour une question de temps de manipulation, nous nous intéressons uniquement à
déterminer les différentes fractions de l'azote. Préparer vos échantillons à minéraliser puis
votre gamme étalon pour le dosage des ions nitrate + nitrite. Quand l'autoclave est en route,
passer votre gamme étalon au technicon.
Echantillonnage :
Les prélèvements sont effectués à la bouteille Niskin après les prélèvements pour l’analyse
des gaz dissous. Pour obtenir une précision correcte, il doit être demandé aux précédents
utilisateurs de ne surtout pas toucher l'embout de la bouteille Niskin avec leurs doigts (des
gants sont généralement recommandés). En cas de contamination, nettoyer l'embout avec
de l'acide chlorhydrique 10%.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
98
3
Pour chaque prélèvement, rincer 3 fois le flacon avec l'eau de mer.
Mineralisation :
Réaliser les opérations suivantes en parallèle :
-Pour obtenir la concentration en azote total, prélever environ 40 ml d'eau de
merdirectement dans les flacons autoclavables et ajouter 5 ml de réactif (faire 3 réplicats).
-Pour obtenir le blanc réactif, préparer 1 flacon avec seulement 5 ml de réactif (faire 2
réplicats).
-Pour obtenir la concentration en azote particulaire, prélever 250 ml d'eau de mer dans le flacon
en plastique prévu à cet effet et les filtrer sur filtre GF/F (Les filtres dans le dessicateur ont été
préalablement calcinés au four à 450°C pendant 4 h et nettoyés à l'acide chlorhydrique M). Placer
ensuite le filtre dans un flacon autoclavable et ajouter 40 ml d'eau déionisée (milli-Q) et 5 ml de
réactif (faire 3 réplicats).
-Pour obtenir le blanc Filtre, préparer un flacon avec 40 ml d'eau déionisée (milli-Q), 5 ml de
réactif et 1 filtre (faire 2 réplicats).
Placer l'ensemble des flacons autoclavables, correctement fermés, dans l'autoclave. VERIFIER
QU'IL Y A DE L'EAU DANS L'AUTOCLAVE AVANT DE LE FAIRE
FONCTIONNER. Minéraliser pendant 30 minutes à 120°C (1 bar). Laisser refroidir les
échantillons à température ambiante avant de procéder aux analyses.
Pour le blanc Réactif, ajouter 40 ml d'eau déionisée (milli-Q) avant d'effectuer l'analyse des sels
nutritifs.
Analyse des sels nutritifs :
Le dosage de l'azote des ions nitrate + nitrite est réalisé à l'aide d'un autoanalyseurTechnicon selon
le protocole développé en V.
Résultats :
Déterminer les concentrations de vos échantillons :
-en nitrate (NO -). On considère dans notre cas que la concentration en nitrite est
négligeable devant la concentration ennitrate.
-en azote total :
Tot-N = (Htot-N - Heffet de sel - Hblanc réactif)*F*(45/40)
avec H qui correspond à une hauteur de pic et F au facteur déterminé au paragraphe V
-en azote particulaire (prendre en considération le volume filtré) Tot-Npart
= (Htot-Npart- Hblanc filtre)*F*(45/Vfiltré)
En déduire les concentrations organiques dissoutes. Exprimer vos résultats en µM et en µg.l-1 de
N.
N'oubliez pas de bien rincer vos flacons en fin de mannipulation.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
81
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
99
TP 10: Dosage de l’azote Total (Nt)
• Principe de la méthode
Les composés azotés présents dans l'eau sont oxydés en nitrates dans un autoclave par une
solution alcaline de persulfate. les nitrates sont ensuite réduits en nitrites et dosés par l'une
des méthodes décrites précédemment.
Matériel spécial
- Autoclave.
- Flacons stérilisables et bouchés de 50 ml.
Réactifs
- Solution de minéralisation:
- Persulfate de potassium 3g
- Hydroxyde de sodium 0,5 N 50 ml
- Eau permutée 100 ml
- Réactifs utilisés pour le dosage des nitrates (Sulfalinmide + NED)
• Établissement de la courbe d'étalonnage
Se reporter au dosage des nitrates.
• Mode opératoire
-Introduire dans un flacon stérilisable 10 ml d'échantillon
- 15 ml de solution de minéralisation.
- Boucher le flacon, le passer à l'autoclave à 120°C àla pression de 100 000 Pa pendant 45
min. Après refroidissement,
- Prélever 5 ml et les introduire dans une fiole jaugée de 200 mL.
- Ajouter 5 ml de solution tampon,
- Ajuster le volume à 200 ml.
- Effectuer le dosage des nitrates sur cette solution.
Expression des résultats
La teneur en azote total est exprimée en milligrammes de N par litre.
Remarque
- L'oxydation de l'azote peut aussi être obtenue par rayonnement ultraviolet.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
100
1.1. Le phosphore
TP 11: Dosage du phosphore minéral dissous
Principe de la méthode :
La méthode de Murphy et Riley (1962) reste encore aujourd’hui une des plus rapides et plus
simples pour le dosage des ions orthophosphate en eau de mer.
Les ions phosphate réagissent avec le molybdate d’ammonium en présence d’antimoine (III)
pour former un complexe que l’on réduit par l’acide ascorbique ; cette forme réduite de
coloration bleue. a un maximum d’absorption à 885 nm. Ce composé bleu contient le
phosphore, le molybdène et l’antimoine dans les proportions atomiques.
Les poly phosphates et le phosphore organique ne sont pas dosée par cette méthode
Réactifs :
Réactif 1 : Solution de molybdate d’ammonium
Dissoudre 15 g de paramolybdate d’ammonium « pour analyse » (NH4)6Mo7O2,4H2O de
préférence en poudre fine, dans 500 ml d’eau distillée ou déminéralisé.
En flacon de plastique et à l’abri de la lumière, cette solution est stable indéfiniment
Réactif 2 : Acide sulfurique
Ajouter petit à petit, avec précaution ,140 ml d’acide sulfurique (densité= 1,84) « pour
analyse » dans 900 ml d’eau distillée .laisser refroidir et conserver en bouteilles de verre bien
bouchée.
Réactif 3 : Solution d’acide ascorbique
Dissoudre 54 g d’acide ascorbique (C6H8O6) dans 500 ml d’eau distillée.
En flacon de plastique, cette solution se conserve plusieurs mois au congélateur : dégeler juste
avant utilisation et recongeler aussitôt après .Au réfrigérateur, en flacon protégé de la lumière,
on peut la conserver quelques semaines.
Réactif 4: Solution d’oxytartrate de potassium et d’antimoine
Dissoudre 0,34 g d’oxytartrate de potassium et ‘antimoine (III) K (SbO)C4H4O6 dans 250 ml
d’eau distillée en chauffant si nécessaire. Cette solution se conserve plusieurs mois au
réfrigérateur.
Réactif 5 : mélange de réactif
Mélanger les réactifs ci-dessus dans les proportions suivantes :
100 ml de solution de molybdate d’ammonium
250 ml d’acide sulfurique 2,5 mol.l-1
100 ml de solution d’acide ascorbique
50 ml de solution d’oxytartrate de potassium et d’antimoine.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
101
Ce mélange réactif qui ne se conserve pas plus de 6 h doit être préparé immédiatement
avant chaque série d’analyses. La quantité ainsi préparée permet l’analyse de 50
échantillons : ne pas conserver tout excès de réactif inutilisé après 6 h.
Noter que l’on peut préparer un mélange réactif plus stable si l’on n’y introduit pas l’acide
ascorbique : sa conservation est alors de plusieurs mois. Toutefois le mélange complet
doit être préparé au fur et à mesure des besoins en y ajoutant la solution d’acide
ascorbique dans les proportions indiquée
Solution étalon primaire de phosphate
Sécher à 100 °C ou au dessiccateur, sur H2SO4 concentré du dihydrogénophosphate de
potassium anhydre (KH2PO4) de qualité « pour analyse »
En dissoudre 0,6805 g dans 1 litre d’eau distillée et ajouter 1 ml de chloroforme :
1 ml contient 5 µ mol de PO3-4
Cette solution est stable plusieurs mois au réfrigérateur.
Solution étalon secondaire de phosphate
Diluer 100 fois la solution étalon primaire : 10 ml complétés à 1000 ml avec de l’eau
distillée .mettre dans un flacon brun avec 1 ml de chloroforme
1 ml contient 0,05 µmol.l-1
Cette solution qui doit être placée au réfrigérateur se conserve vraisemblablement quelques
semaines, mais pour plus de sécurité, la renouveler tous les 10 jours environ.
Mode opératoire
Le processus général :
La température des échantillons doit être comprise entre 15 et 30 °C
On procède comme suit :
Préparer le mélange réactif
Mesurer 100 ml d’échantillon
Ajouter 10±0,5 ml du mélange réactif et homogénéiser aussitôt
Attendre 5 min et mesurer l’absorbance à 885 nm en cuves de 10 cm de trajet optique
par rapport à l’eau distillée.
Selon Riley et al (1972), l’absorbance resterait stable pendant plusieurs heures après
formation de coloration. Koroleff (1976) conseille cependant d’effectuer la lecture moins
d’une demi heure – et si possible juste 5 min – après l’addition des réactifs pour supprimer
totalement le risque d’interférence de certains ions.
Calcul expression des résultats :
Soit :
Atr : l’absorbance mesurées pour l’échantillon traité.
bt : l’absorbance mesurée pour la turbidité.
br : l’absorbance mesurée pour le blanc des réactifs.
R : le rendement de réduction des ions nitrate en nitrite
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
102
r : la fraction des ions nitrite non réduits par la colonne
L’absorbance nette de l’échantillon est :
rttr bbAA
Cette valeur A est reportée sur la courbe d’étalonnage pour en déduire la concentration de
l’échantillon.
On peut également déterminer la pente P de la droite d’étalonnage en µmol. l-1 par unité
d’absorbance, dans ce cas, la concentration est :
APlµmolPO 13
4 .][
On notera que la pente P dépend de la longueur des cuves utilisées.
La conversion en d’autres unités que les micromoles par litre.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
103
TP 12 : dosage de phosphore hydrosoluble : polyphosphate ( P2O5)
Principe de la méthode
les polyphosphates tels que le pyro-, méta- ou tripolyphosphate, sont
transformés par hydrolyse, en milieu acide minéral concentré, en orthophosphates
et dosés sous cette forme.
Cette méthode détermine la somme des polyphosphates et de l'orthophosphate
contenus dans l'échantillon. la différence entre l'orthophosphate
dosé avant et après hydrolyse donne la quantité de polyphosphates en
équivalents de phosphates.
Réactifs
- Solution d'acide sulfurique à 20 % (V IV).
- Solution d'hydroxyde de sodium à 120 9 1 L.
• Mode opératoire
Prélever 100 ml d'eau limpide, ajouter 10 ml d'acide sulfurique et procéder à l'hydrolyse
pendant 30 minutes à ébullition. Après refroidissement,
amener à environ pH 2 avec la solution d'hydroxyde de sodium.
Ramener le volume à 100 ml avec de l'eau permutée.
Effectuer le dosage spectrophotométrique des phosphates en employant l'une des méthodes
précédentes.
• Expression des résultats
Déterminer la quantité de phosphates sur un échantillon non traité, de l'eau
à analyser. Puis retrancher cette quantité de la somme des phosphatespolyphosphates
trouvée après hydrolyse.
Les teneurs en polyphosphates s'expriment en mg / L d'ions orthophosphates PO43- ou
éventuellement en mg/ L d'anhydride phosphorique.
1 mg ions PO43- = 0,7475 mg d'an hydrique phosphorique P205
Remarques
- Dans le cas où les teneurs en phosphates-polyphosphatessont supérieures à 10 mg/L en
P20S, diluer selon la nécessité au 1/2, 1/4, 1/10.
- Effectuer le dosage aussitôt après le prélèvement, les polyphosphates se détruisantau cours
du temps et par la chaleur.
- L'hydrolysepeut aussi se pratiquerà l'autoclavedurant 30 minutes à la pression de 1 à 1,4
kg/cm2.
- Les polyphosphatesprovenant des agents de surface doivent être convertis en
orthophosphatespar traitement à l'hydrogénosulfatede sodium.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
104
TP 13 : dosage de phosphore Total ( Pt)
Principe de la méthode
Dans les eaux résiduaires, le phosphore peut se rencontrer sous forme de sels minéraux
(orthophosphates, polyphosphates) mais aussi sous forme de composés organiques. Ces
différents composés sont soit solubilisés, soit fixés sur les matières en suspension. Ils pourront
donc être dosés sur l'échantillon total et sur la phase soluble après séparation du phosphore
insoluble par filtration sur membrane 0,45 µm.
D'une façon générale, l'analyse est à pratiquer de préférence le jour même du prélèvement. Si
une différenciation des formes du phosphore est envisagée, effectuer la filtration
immédiatement après avoir prélevé l'échantillon.
Toutefois, l'échantillon peut être conservé à 4°C après addition d'acide sulfurique (q.sp. pH <
2). Minéralisation au persulfate de sodium en matras
Réactifs
- Acide sulfurique (d; 1,84).
- Solution de persulfate de sodium à 500 9 1L.
- Solution d'hydroxyde de sodium à 120 9 1L.
• Mode opératoire
Introduire 50 ml d'échantillon (ou un volume déterminé en fonction de la teneur supposée en
phosphore) dans un matras de Kjeldahl, ajouter 5 ml d'acide sulfurique et 5 ml de solution de
persulfate de sodium. Porter à ébullition et concentrer jusqu'à émission de fumées blanches.
Maintenir l'ébullition pendant 90 minutes. Diluer le résidu avec de l'eau permutée,
Ramener à pH 2 environ avec la solution d'hydroxyde de sodium. Après
refroidissement à la température ambiante, filtrer si nécessaire et vérifier au pH-mètre que le
pH est compris entre 1,5 et 2,5. Ajuster le volume à 200 ml avec de l'eau permutée. Préparer
un témoin à partir d'eau permutée traitée, dans les mêmes conditions que l'échantillon.
Procéder au dosage selon l'une des méthodes décrites pour les ortho phosphates
dans les eaux naturelles. Tenir compte dans l'expression des résultants de la dilution.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
105
1.2. Le silicium
TP 14 : Dosage du silicium dissous réactif
Principe de la méthode
L’analyse est effectuée selon la méthode de Mullin et Riley (1955) adaptée par Strickland et
Parsons (1972)
Le dosage colorimétrique est fondé sur la formation du complexe silicomolybdique qui, après
réduction, donne une coloration bleue intense.
L’acide orthosilicique a tendance à former des polymères dont seules les formes mono et
dimères réagissent avec les ions molybdate dans les conditions du dosage. D’ou l’expression
silicium réactif plus appropriée. En fait dans l’eau de mer. L’acide orthosilicique n’est pas
polymérisé. Par ailleurs dans l’eau douce la présence de polymères est controversée (Burton
et al 1970, Riley et al 1972).
Dans les conditions de réaction, les silicates colloïdaux sont mesurés avec silicates dissous par
cette méthode (Koroleff, 1976).
Réactifs :
Eau Distillée
Pour les analyses de silicium, on ne doit absolument pas stocker l’eau dist illée en récipient de
verre, mais en récipient de plastique.
L’eau distillée à l’aide d’un appareil en verre ou quartz contient en général du silicium en
solution et ne peut donc pas être utilisée pour faire le blanc des réactifs : on doit utiliser de
l’eau déminéralisée de bonne qualité ou de l’eau distillée à l’aide d’un appareil métallique.
Réactif 1 : réactif au molybdate
Pour 500 ml de réactif :
Dissoudre 4.0 g de paramolybdate d’ammonium (NH4)6 Mo7O24, 4H2O en poudre fine
dans environ 300 ml d’eau distillée.
Ajouter 12.0 ml d’acide chlorhydrique concentré (d=1.18), mélanger et compléter à
500 ml avec de l’eau.
Cette solution conservée en flacon de polyéthylène et à l’abri de la lumière reste stable
plusieurs mois, malgré le dépôt qui se forme à la longue sur la parois (*)
(*) : Le dépôt qui se forme à la longue sur les parois du flacon peut être éliminé avant le
renouvellement du réactif, par une solution basique.
Solution de métol –sulfite
Dans 500 ml d’eau distillée
Dissoudre 6 g de sulfite de sodium anhydre, Na2SO3
Ajouter 10 g de métol (sulfate de p-méthylaminophénol, C14H20N2O6S la dissolution
peut être lente.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
106
Filtrer la solution sur papier filtre ordinaire et conserver rapidement et doit être
renouvelée toutes les deux à trois semaines ou si elle prend une couleur sombre.
Solution saturée d’acide oxalique
Agiter 50 g d’acide oxalique « pour analyse », C2H2O4 , 2H2O avec 500 ml d’eau distillée,
laisser décanter et prendre le surnageant.
Cette solution est stable indéfiniment.
Solution d’acide sulfurique à 50% en volumes
Ajouter avec précaution et en mélangeant au fur et à mesure, 250 ml d’acide sulfurique
concentrée (d= 1.84) de qualité « pour analyse » à 250ml d’eau distillée.
Réactif 2 : Réducteur
Ce réactif réducteur est obtenu en mélangeant successivement les réactifs ci-dessus dans
l’ordre et les proportions suivantes :
100 ml de solution de métol- sulfite
60 ml de solution d’acide oxalique
60 ml d’acide sulfurique à 50 %
compléter avec de l’eau distillée pour obtenir 300 ml de solution
Cette solution doit être préparée juste avant utilisation et ne se conserve pas.
Solution étalon de silicium
Deux sources de silicium peuvent être utilisées pour préparer les étalons : le quartz et
l’hexafluorosilicate de sodium Xa2SiF6
Ce dernier composé est considéré comme pouvant introduire une erreur de 5%par Riley et al
(1972), pour leur part Strickland et Parsons (1972) et koroleff (1976) tiennent compte de
l’impureté de ce produit et en pèsent 1 à 2 % de plus, au cours de la dernière inter calibration
du CIEM, Grasshoff (1977) indique que les deux types d’étalons donnent des résultats
similaires. A la précision analytique près, on trouve d’ailleurs actuellement de Na2SiF6 dont la
pureté est supérieure à 99 %
Etalon à base de quartz
On utilisera du quartz SiO2 très pur en cristaux barres ou tubes broyés qui aura été chauffé à
1000°C pendant une heure puis refroidir au dessiccateur
Pour préparer un litre de solution :
Peser 0.3003 g de quartz dans un creuset de platine
Ajouter 1.5 g de Na2CO3 anhydre « pour analyse » et mélanger avec une spatule
métallique
Faire fondre le mélange et le maintenir à 1000°C quelques minutes pour qu’il
devienne clair
Laisser refroidir et dissoudre le résidu à l’aide d’eau distillée chaude pour le
transférer, sans perte, dans une fiole jaugée en plastique de 1000 ml puis ajuster au
trait de jauge :
1 ml contient 5 µmol.l-1
Cette solution se conserve plusieurs mois en flacon de plastique.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
107
Etalon à base d’hexafluorosilicate
Sécher l’hexafluorosilicate à 105 °C pendant 1 heure
Pour un litre de solution :
Peser 0.9403 g d’hexafluorosilicate de sodium « pour analyse » : si le produit est
impur, augmenter la quantité pesée en calculant la masse nécessaire compte tenu de la
pureté indiquée par le fabricant.
Transférer le produit dans un bécher en plastique avec environ 300 ml d’eau distillée
et écraser les agrégats pour accélérer la dissolution puis laisser sous agitation
magnétique, La dissolution complète peut prendre jusqu’à 30 min selon la taille des
agrégats.
Transférer en fiole jaugée en plastique de 1000 ml en rinçant plusieurs fois le bécher
et ajuster au trait de jauge :
1 ml contient 5 µmol.l-1
Cette solution est considérée comme stable indéfiniment si l’on évite l’évaporation.
Mode opératoire
Processus général :
Les échantillons de salinité inférieure à 27 PSU doivent décongelées plusieurs heures avant
l’analyse, la température des échantillons doit être comprise 18 et 25 °C.
Introduire dans une éprouvette en polyéthylène de 50 ml, 10 ml de réactif 1
Ajouter à la pipette 25.0 ml d’échantillon, boucher et mélanger.
Attendre au minimum 10 min jamais plus de 30 min et noter ce temps à 1,2 min prés
afin d’opérer toujours la façon identique pour tous les échantillons et les étalons.
Ajouter rapidement le réactif 2 fraîchement préparé pour compléter à 50 ml et
mélanger aussitôt
Attendre 2 à 3 h et mesurer l’absorbance Atr en cuves de 1 cm par rapport à l’eau
distillée à 810 nm : au dessous de 12 µmol. l-1 on peut utiliser des cuves de 10 cm
pour une mesure précise.
Remarque :
Il est préférable d’ajouter l’échantillon dans le réactif 1 plutôt que l’inverse, cela
empêche la formation possible de formes isomères indésirables du complexe
silicomolybdique.
Le temps requis pour la formation complète de complexe bleu varie suivant la
quantité de silicium présent
*au dessous de 50 µmol.l-1 1 h suffit.
*au dessus de 50 µmol.l-1, ce temps croit avec la concentration et il est préférable
d’attendre 3 h.
Dans les 12 à 24 h qui suivent, une légère augmentation de 1 à 2 % de l’absorbance
peut être observée, mais on considèrera de façon générale que la coloration est stable
entre 3 et 9 h après l’additions des réactifs.
Calcul expression des résultats :
Soit :
Atr : l’absorbance mesurées pour l’échantillon traité.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
108
bt : l’absorbance mesurée pour la turbidité.
br : l’absorbance mesurée pour le blanc des réactifs.
R : le rendement de réduction des ions nitrate en nitrite
r : la fraction des ions nitrite non réduits par la colonne
L’absorbance nette non corrigée est :
rttr bbAA
Etalonnage et mesure en milieu de salinités identiques
L’absorbance nette A est reportée sur la courbe d’étalonnage pour en déduire la concentration
en silicium de l’échantillon.
On peut également déterminer la pente P de la droite d’étalonnage en µmol.l-1 par unité
d’absorbance, dans ce cas la concentration est :
APlµmolSi 1.][
Etalonnage en eau distillée ; mesure en milieux de salinités différentes
En milieu de salinité Sx l’absorbance nette corrigée, Ac est donnée par la relation :
)1( xsc SCAA
La valeur Ac doit être reportée sur la courbe d’étalonnage pour en déduire la concentration en
silicium de l’échantillon
On peut également connaissant la pente P de la courbe d’étalonnage en eau distillée, calculer
la concentration selon :
cAPlµmolSi 1.][
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
109
TP 15 : Dosage de la silice (SiO2)
Méthode gravimétrique ( Rodier)
Principe de la méthode
La silice est insolubilisée à l’état partiellement déshydraté en présence d’acide chlorhydrique.
Une calcination complète la déshydratation. Par action de d’acide fluorhydrique, la silice est
volatilisée sous forme d’acide fluosilicique. Après une nouvelle calcination, la perte de poids
correspond à la quantité de silice pure contenue dans l’eau.
Réactifs
-Acide chlorhydrique pur (d= 1.19)
- Solution d’acide chlorhydrique au 1/20
-Acide fluorhydrique (d= 1.14)
- Solution d’acide sulfurique au 1/2
Mode opératoire :
-Acidifier 1 à 2 litres d’eau par environ 10 ml d’HCl
-Evaporer à sec au bain marie,de préférence dans une capsule de platine ou à défaut dans une
capsule en porcelaine émaillée exempte de silice ou sans influence sur la silice contenue dans
le liquide.
-Maintenir le résidu à l’étuve pendant une heure à 105-110 °C.
-Imbiber la masse avec 5 ml d’HCl, recouvrir d’un verre de montre et laisser au repos 5
minutes.
-Reprendre par 50 ml d’eau chaude.
-Chauffer à douce ébullition pendant 1 minute environ.
-Laisser reposer, filtrer, laver avec de l’eau distillée chaude jusqu’à élimination complète des
chlorures.
- Evaporer à sec le filtrat dans la même capsule que précédemment.
-Placer à l’étuve à 110 °C
-Reprendre, filtrer, laver comme indiqué ci-dessus en utilisant un second filtre.
-Sécher et calciner à 1200 °C les deux filtres dans un creuset de platine, jusqu’à poids
constant.
-La pureté de la silice est vérifiée par évaporation avec 10 ml d’acide fluorhydrique et 2
gouttes d’acide sulfurique au ½
-Calciner de nouveau à 1200 °C jusqu’à poids constant.
Expression des résultats :
Soit ;
P1 : le poids en grammes du creuset avec la silice
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
110
P2 : le poids en grammes du creuset après traitement fluorhydrique
V : le volume en millilitres de la prise d’essai
La teneur en silice exprimée en gramme par litre d’eau est donnée par l’expression
[ Si02]( mg/l) =𝑃1− 𝑃2
𝑉∗ 100
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
111
2. La matière organique
TP 16 : Dosage de la matière organqiue
Principe de ma méthode :
Les matières organiques contenues dans l’eau seront oxydées à chaud par un excès de
permanganate de potassium. L’excès de KMnO4 sera ensuite réduit par un excès d’ions
ferreux, et l’excès de ces derniers ions sera titré par une solution de KMnO4.
Matériels et réactifs :
1- Matériels :
- Burette de 25ml graduée au 1/20 ;
- Plaque chauffante ;
- Erlenmeyer de 250ml à col rodé.
2- Réactifs :
- Solution de KMnO4 de normalité N/80 ;
- Solution de sel de Mohr (FeSO4 (NH4)2SO4,6H2O) à 25g/l ;
- Solution d’acide sulfurique (d =1,83) dilué au ½.
Mode opératoire :
Dans un erlenmeyer de 250ml à col rodé, porter à ébullition sur la plaque chauffante 100 ml
d’eau à analyser additionnée de 10ml d’acide sulfurique ;
Ajouter 50ml de KMnO4 et maintenir à ébullition pendant 10min exactement ;
Refroidir rapidement et ajouter progressivement au mélange 10ml de sel de Mohr ;
Ajouter ensuite quelques gouttes (3) d’acide phosphorique ;
Dosage de la matiere organique (En milieu acide à chaud)
Titrer ensuite l’excès des ions ferreux par le permanganate de potassium N/80 ; jusqu’à
apparition d’une coloration rose - violette persistante ;
Noter le volume V de KMnO4 versé ;
Refaire le même dosage cette fois- ci avec 100ml d’eau distillée (exempte de
matières organiques) comme eau à analyser ;
Noter le volume V’ de KMnO4.
IV- RESULTATS ET DISCUSSION :
- Etablir les principales réactions d’oxydations mises en jeu au cours de ce dosage ;
- Etablir le schéma réactionnel du dosage ;
- Quel est le rôle de l’acide phosphorique ?
- Quel est le rôle du sel de Mohr ?
- Pourquoi opère-t-on à chaud ?
- Expliquer pourquoi doit-on faire un dosage à blanc avec de l’eau distillée ?
- Déterminer la quantité en mg/l d’oxygène consommé par les matières
organiques contenues dans l’eau à analyser, sachant que 1ml de KMnO4 N/80
correspond à 0,1mg d’oxygène nécessaire à l’oxydation de matières organiques.
- Interpréter vos résultats sachant que la valeur maximale admissible est de 20mg /l.
- Se conformer aux recommandations pour la rédaction du rapport
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
112
TP 17 : Mesure des matières en suspension
Principe de la méthode
La méthode consiste à filtrer l’eau sur membrane filtrante afin de retenir toutes les particules
de taille supérieure à 0.5 à1 µm, la membrane est séchée et pesée avant et après la filtration.
La différence de poids permet de connaître la masse sèche totale de matières en suspension
dans le volume filtré correspondant.
BANSE et al (1963) ont décrit un protocole rigoureux pour l’eau de mer avec filtration sur
membrane d’ester de cellulose, la norme française T90-105 Afnor (1975),qui s’applique à
l’eau douce , recommande les disques filtrants en fibre de verre. Ces derniers employés
également par HOBSON (1967) pour l’eau de la mer, seront donc conseillés.
Appareillage
1. Une pompe de filtration : la filtration peut être effectuée sous vide ou sous pression (1 à
2 bar). Les dispositifs sous pression ne sont généralement applicables qu’à l’eau douce
car ils ne permettent pas, pour l’eau de mer, le rinçage de la couronne du filtre chargée de
sels.
2. Filtres : on peut utiliser toute une membrane filtrante susceptible de retenir toutes les
particules de taille supérieure à 0,5 à1 µm.
La fibre de verre non hygroscopique s’avère particulièrement intéressante pour
l’analyse des MES.
On peut citer les principaux filtres en fibre de verre utilisable dont tous les
cas :Whatman GF C et GF F , REEVE ANGEL 984 h. Pour l’analyse des eaux
relativement chargées en MES.
3. Réactif:
Pour le lavage des membranes après filtration des eaux riches en phytoplancton, on
utilise une solution isotonique à l’eau de mer : Dissoudre 68 g de formiate
d’ammonium HCOONH4 « pour analyse » par litre d’eau distillée.
Mode opératoire :
1. Préparation des filtres
On procède de la façon suivante :
Mettre les filtres de fibre de verre au four à 450à 500 °C pendant 1 h environ : ce
traitement conseillé renforce la rigidité et la solidité des membranes .ne pas dépasser
500 °C.
Placer chaque filtre sur le support filtre sans mettre l’entonnoir et laver abondamment
toute sa surface à l’eau distillée (50 à 70 ml d’eau par membrane) sous un très léger
vide.
Déposer les filtres dans leurs boîtes et les placer à l’étuve à 70 °C pendant 2 h ou à
105 °C pendant 1 h.
Laisser refroidir qu dessiccateur.
Numéroter les filtres (sur le pourtour) ou les boîtes à filtres (sur le fond et le
couvercle) de façon indélébile.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
113
Peser chaque filtre. Le cas échéant avec sa nacelle en aluminium de préférence à la
précision de 0.01mg.Une précision de 0.1 mg suffit si les quantités de MES
habituellement déposées sur le filtre sont supérieures à 5 mg soit P1 ce poids.
Remplacer aussitôt chaque filtre dans sa boite, à l’abri de la poussière.
2. Filtration
Homogénéiser l’échantillon, une violente agitation est nécessaire si les échantillons
ont été conservées un certain temps.
Mesurer aussitôt le volume à filtrer : pour être représentatif, il doit être supérieur à
100 ml, dans le cas d’eaux fortement chargées en MES (estuaires) , la filtrations est
accélérée si on laisse décanter l’échantillon et que l’on filtre tout d’abord le
surnageant.
Placer un filtre et le centrer dans le dispositif de filtration.
Verser l’échantillon sur le filtre et appliquer le vide ; sans créer une dépression
supérieure à 2,3 bars, puis filtrer progressivement tout le volume mesuré.
Supprimer l’aspiration dès que le filtre est à sec et verser alors 5 à10 ml d’eau
distillée ou de solution de formiate d’ammonium sur le filtre et aspirer à nouveau,
recommencer une seconde fois cette opération de rinçage.
Effectuer si nécessaire deux rinçages du filtre avec du chloroforme lorsque l’eau
contient des quantités d’hydrocarbures non négligeables.
Retirer l’entonnoir de filtration et sous aspiration, rincer avec le plus grand soin la
couronne vierge du filtre à l’aide d’une pissette d’eau distillée ou de formiate
d’ammonium (10-15 ml).
Supprimer l’aspiration et remettre chaque filtre dans sa boite numérotée.
Mettre les boites au frais et à l’abri de la lumière ou les sécher immédiatement.
3. Séchage et pesée des filtres
Mettre les boites contenant les filtres, sans le couvercle, à l’étude à 70 °C pendant 2 h
ou à 105 pendant 1 h, l’étuve doit être exempte de poussière.
Laisser refroidir au dessiccateur et n’en sortir les filtres que juste avant la pesée.
Peser chaque filtre, le cas échéant, dans sa nacelle en aluminium à la précision
requise : 0.01 mg ou 0.1 mg selon que la masse déposée sur le filtre est inférieure ou
supérieure à 5 mg soit P2 ce poids.
Remarque :
Température de séchage des filtres
Habituellement les protocoles d’analyses (AFNOR, 1972 ; APHA, 1980) prévoient de sécher
les filtres à 105 °C, cependant un chauffage à 70°C est suffisant pour assurer un séchage
parfait et ne présente pas les inconvénients suivant :
Filtres en esters de cellulose rendus cassant à température plus élevée.
Risque de perte de matériel biologique.
Durée de séchage des filtres :
La durée de séchage fixée à 1 h à 105 °C ou de 2 h à 70°C est tout à fait suffisante, En effet,
Strickland et Parsons (1972) considèrent qu’à 70 °C , 1h suffit pour le séchage , cependant ,en
cas de rinçage au formiate d’ammonium , il est conseillé d’accroître la durée jusqu’à 2 h pour
assurer l’élimination totale de ce composé.
Calculs, expression des résultats :
Soit :
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
114
P1 : poids du filtre avant filtration (mg)
P2 : poids du filtre après filtration (mg)
V : volume filtré (l)
La concentration des MES est donnée par l’expression :
V
PPlmgMES 121.][
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
115
TP 18: Dosage du Carbone Organique Particulaire (COP)
Principe de la méthode :
La méthode suivante, mise au point par JOHNSON (1949) et décrite en détail après
modification par Strickland et Parsons (1968).permet d’évaluer la matière organique
particulaire dans l’eau de mer sous la forme d’équivalents en carbone.
La matière organique recueille sur un filtre en fibres de verre est oxydée par le mélange
sulfochromique. L’oxydant en excès est dosé en retour par une solution de Fe (II).cette
méthode est applicable à bord des navires, la simplicité peut la faire préférer aux méthodes
plus précises basées sur la combustion de la matière organique dans l’oxygène suive d’un
dosage du CO2 (analyse infrarouge, analyseur CHN) mais nécessitant un matériel plus
sophistiqué.
L’étalonnage est réalisé à partir de solution du glucose. On obtient donc des équivalents en
carbone de glucose.
Appareillage :
Le matériel suivant est nécessaire :
Une rampe de filtration adaptée à l’utilisation des filtres Whatman GF C de 4,7 cm de
diamètre.
Une pompe ou une trompe à vide munie d’un manomètre
Un four à moufle
Un bain de sable et un thermomètre (0 à 200 °C)
Une série d’erlenmeyers que l’on couvre avec des cristallisoirs de petite taille.
Tout le matériel en verre est impérativement nettoyé au mélange sulfochromique, lavé à l’eau
puis rince à l’eau distillée avant le début des analyses.
Réactifs
Solution de sulfate de sodium
Dissoudre 45 g de Na2SO4 « pour analyse » dans un litre d’eau distillée.
Acide phosphorique « pour analyse)
Mélange oxydant
Dissoudre 4,84 de bichromate de potassium K2Cr2O7 dans 200 ml d’eau distillée, ajouter peu
à peu cette solution à 500 ml d’acide sulfurique concentrée. « Pour analyse » refroidir et
porter le volume à 1000 ml avec l’acide sulfurique concentré.
Solution de Fe (II) 0,1 normale
Dissoudre 39,21 g de sulfate double de fer et d’ammonium (sel de Mohr) dans ½ litre d’eau
distillée , ajouter 20 ml d’acide sulfurique et compléter à 1000 ml avec l’eau distillée.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
116
Indicateur coloré : férroine
Dissoudre 1,485 g de monohydrate d’orthphénanthroline C12H8N2, H2O dans 100 ml d’une
solution de sulfate ferreux 0,025 mol.l-1 (0,695 g de sulfate ferreux dans 100 ml d’eau) on
obtient la férroïne (C12H6N2) FeSO4.
Solution de glucose
Dissoudre 7,5 g de glucose dans l’eau distillée et compléter à 100 ml cette solution se
dégrade rapidement et peut être stabilisée par quelques cristaux de chlorure mercurique (à
manipuler avec précaution).
Mode opératoire
Filtration :
La filtration est effectuée sur filtres Whatman GF C 4,7 cm de diamètre, grillés au préalable
au four afin d’éliminer au maximum toutes traces organiques.
Pour ce traitement, les filtres disposés un par un sur une feuille d’aluminium, sont maintenus à
450 – 500 °C pendant 30 min , on évitera de dépasser 500 °C afin de ne pas modifier leur
capacité de rétention.
Lors de la filtration, le mode opératoire suivant est mis en œuvre
Equiper le dispositif de filtration d’un filtre traité comme indiquée précédemment,
opérer avec des pinces métalliques propres et à l’abri des particules atmosphériques
(poussières, fumées…)
Filtrer l’eau de mer sous pression réduite :ne pas descendre en dessous de 0,5 bar , ce
qui risque de rompre les particules et notamment les cellules phytoplanctoniques.
Laisser le filtre venir à sec.
Revenir la pression atmosphérique.
Mesurer 2 ml de la solution de sulfate de sodium, puis aspirer à nouveau pour
assécher le filtre.
Recommencer le lavage au sulfate de sodium une deuxième fois.
Les lavages au sulfate de sodium sont effectués rapidement pour ne pas modifier
l’équilibre cellulaire.
Dosage des échantillons
Oxydation des filtres
Placer une série des filtres dans des erlenmeyers de 100 ml.
Appliquer les filtres avec une tige de verre propre, au fond des erlenmeyers.
Ajouter 2 ml d’acide phosphorique
Couvrir avec les cristallisoirs.
Mettre au bain de sable à 100-110°C pendant 30 min.
Ajouter 10 ml de mélange sulfochromique et couvrir à nouveau
Remettre au bain de sable pendant 30 à 60 min.
Dosage
Refroidir l’erlenmeyer
Ajouter 50 ml d’eau distillée et 2 gouttes de férroïne
Titrer avec la solution de Fe (II)
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
117
Soit V1 le volume versé en millilitres
Détermination du blanc
Traiter une série de trois filtres vierges exactement de la même façon que ci –dessus.
Soit V0 le volume de solution de Fe (II) versé, moyenne des trois déterminations
Etalonnage de la solution titrante de Fe(II)
On vérifie le titre de la solution de Fe (II) à l’aide d’une solution de glucose. A partir de la
solution mère de glucose on prépare une solution diluée (1 ml de solution mère ajustée à 100
ml) dont 1 ml contient 300 µg de carbone. Cette solution ne se conserve pas plus d’un jour.
o Prendre 5 ml de la solution secondaire, soit 1500 µg de C dans un erlenmeyer de 100
ml et les oxyder comme les filtres, puis titrer Soit V’1 (ml) le volume de solution de
Fe(II) correspondant.
o Titrer également 10 ml de mélange sulfochromique par la solution de sulfate ferreux
Soit V’0 (ml) le volume versé.
Le facteur d’étalonnage F est obtenu :
)''(
1500
10 VVF
Théoriquement : 1 ml de solution de Fe (II) 0,1 normale correspond à 300 µg de
carbone, soit F= 300.
Calculs expression et résultats
Soit :
Vf : Volume d’eau filtré
V0 : Volume du titrant versé pour le blanc
Vt : Volume du titrant versé pour l’échantillon
F : facteur d’étalonnage
La concentration en carbone organique particulaire se calcule comme suit :
fV
VVFlµgCOP
)().]([ 101
Remarque :
L’étalonnage étant réalisé à partir d’une solution de glucose. On obtient les teneurs en
particules sous la forme d’équivalents en carbone de glucose. Les résultats se rapprochent
d’autant plus de la réalité que la matière organique particulaire à une composition plus proche
de celle des glucides. La composition moyenne du plancton et des détritus divers qui forment
le particulaires est telle que les valeurs déterminées par cette méthode ne s’éloignent que de
10 à20 % des valeurs vraies.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
118
TP 19 : Dosage de la chlorophylle a
Principe de la méthode:
Après une filtration de certain volume d'eau de mer (eau à analyser) pour concentrer le
matériel particulaire, le filtre est immergé dans un solvant qui assure l'extraction des
pigments, puis on mesure l'absorbance de l'extrait des pigments à une ou plusieurs longueurs s
d'ondes avant et après acidification si on recherche que les formes dégradées.
Compte tenue des variantes quant à la première phase, filtration et extraction et deux
méthodes spectrophotométriques disponibles, il ne parait pas inutile, avant de décrire en détail
la méthode complète retenue, d'expliciter rapidement les critères du choix effectué.
Réactifs
1. Solvants d'extractions
L'acétone à 90 % est utilisée dans la méthode de LORENZEN (méthode recommandé) et le
méthanol est utilisé dans la méthode de LORENZEN modifié.
1.1.Acétone à 90%: Dans une fiole jaugée de 500 ml, introduire à la pipette 50 ml d'eau distillé et compléter au
trait jaune avec l'acétone déshydratée.
1.2.Méthanol : utilisé du méthanol de très bonne qualité analytique.
2. Solution d'acide chlorhydrique 0.3 mol .l-1
Diluée 40 fois de l'acide chlorhydrique concentrée (d=1.18) dans l'eau distillé soit 2.5 ml
d'acide pour 100 ml de solution.
Mode opératoire :
1. Filtration:
- Placer une membrane sur le support et y déposer 1 à 2 ml de suspension de carbonate
de Mg.
- Appliquer le vide et filtrer l'échantillon en prenant soin de l'agiter pour bien récupérer
toutes les particules ; pour éviter le risque d'éclatement des cellules.
- Rincer le cas échéant la tulipe du support filtre avec un peu d'eau de mer fraichement
filtrée pour rassembler toutes les particules sur le filtre.
- Laisser fluer l'air quelques instants pour éliminer l'eau de filtre.
- Mettre le filtre dans des tubes prévue à cet usage et si possible commencer l'extraction.
2. Extraction des pigments :
le filtre et l'extrait pigmentaire ne doivent jamais rester à la lumière: a cet effet il est
bon d'envelopper les tubes dans une feuille d'aluminium.
Introduire le filtre dans un tube à centrifuger et ajouter 10 ml du solvant d'extraction
(acétone 90% ou méthanol selon la méthode utilisée)
Déchiqueter le filtre à l'aide d'une baguette ou d'un tube de verre à embout coupant.
Boucher et agiter pour disperser les fibres.
Laisser l'extraction se poursuivre soit une vingtaine d'heures au réfrigérateur dans
l'acétone à 90% soit 1 heures à une température ambiante dans le méthanol.
Laisser revenir à température ambiante : si nécessaire, ajuster exactement le volume,
boucher et agiter.
Centrifuger 1 min, retirer les tubes de la centrifugeuse et faire tomber les fibres de
verre, qui adhèrent à la paroi au dessus de la surface du solvant.par un léger mouvement
d'agitation.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
119
Centrifuger à nouveau 5 à 10 min à 3000 à 4000 tours par min; les tubes doivent
rester bouchées pour éviter l'évaporation.
Mesure d'absorbance:
Longueur d'ondes:
Selon la méthode utilisée, les mesures des absorbances doivent se faire aux longueurs d'ondes
suivantes:
Méthode de LORENZEN (acétone ou méthanol): 665 et 750
Détermination des blancs:
Deux blancs entrent en jeu dans les mesures dans les mesures spectrophotométriques de la
chlorophylle: le blanc des cuves et le blancs de turbidité à 750 nm à la quelles les pigments
n'absorbent pas: on obtient les blancs brut Ab750 et Ab750 ce blanc doit être inférieur à 0.005
unité d'absorbance par centimètre de trajet optique.
Les filtres de fibre de verre bien centrifugé ne créent aucune turbidité. Les membranes d'esters
de cellulose donnent des absorbance mesurables dans l'acétone à 90%.
Méthode de LORENZEN: (Acétone à 90 %):
Transférer le surnageant de centrifugation dans la cuve du spectrophotomètre, on évite
l'entrainement de fibres de verre en aspirant lentement l'extrait à l'aide par exemple
d'une seringue de verre.
Mettre les cuves en place et s'assurer de son positionnement correct.
Mesurer les absorbances brutes des extraits non acidifiés aux longueurs d'ondes de 665
et 750 nm soit Absa665 et Absa
750, la mesure à 750 nm doit rester inférieure à 0.005 par
centimètre de trajet optique.
Acidifier par addition de 10 µl d'acide chlorhydrique 0.3 mol. l-1 par millilitre d'extrait
(soit une goutte pour environ 5 ml) directement dans la cuve et attendre 2 à 3 min.
Mesurer les absorbances brutes des extraits acidifiés à 665 et 750 nm. soit Abac665 et
Abac750.
Méthode de LORENZEN: (Méthanol):
Procéder comme la méthode précédente y compris les mesures des absorbances avant
acidification puis au lieu d'acidifier dans la cuve, opérer comme suit.
Transférer la totalité de l'extrait de la cuve dans un petit bécher
Acidifier par
Neutraliser par addition de 25 mg de carbonate de Mg en poudre par millilitre d'extrait
et agiter lentement pendant 10 min.
Centrifuger ou filtrer, l'extrait pour éliminer l'excès de MgCO3.
Transférer à nouveau l'extrait dans la cuve de mesure et positionner la cuve dans le
spectrophotomètre.
Mesurer les absorbances à 665 et 750 nm soit Aba665 et Aba
750
Calcul et expression:
1. Méthode de LORENZEN:
Les absorbances brutes à 665 nm et les blancs de turbidité à 750 nm doivent être corrigées en
soustrayant les blancs des cuves puis obtient les absorbances nettes en soustrayant les
absorbances corrigées mesurées à 750 des absorbances corrigées à 665 c'est-à-dire :
Avant acidification:
Ana665 = ( Abna
665 - Bc665)-(Abna
750 - bc750)
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
120
Après acidification:
Aa665 = ( Aba
665 - Bc665)-(Ab a
750 - bc750)
Les autres données:
V: volume d'eau filtré (litre).
v: volume de solvant d'extraction (millilitre)
L: longueur du trajet optique de la cuve de mesure (centimètre).
Les concentrations de chlorophylle a et phéopigments a se calcul d'après la relation:
[Chlorophylle a](mg. m-3)=
[Phéopigments a](mg. m-3)=
2. Méthode de LORENZEN Modifié:
Déterminer les absorbances nettes à 665 nm avant et après acidification comme la méthode
précédente.
Les autres données sont également identiques, seuls le changent les coefficients numériques
des relations qui deviennent.
[Chlorophylle a](mg. m-3)=
[Phéopigments a](mg. m-3)=
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
121
TP 20 : Mesure de la matière en suspension (MES) +résidus secs (RS)
La méthode consiste à filtrer l’eau de l’échantillon sur membrane filtrante afin de retenir
toutes les particules de taille supérieure à 0.5-1 µm. le papier filtre est séchée et pesée avant et
après filtration.
Mode opératoire
- Peser les papiers filtre. soit P1 cette mesure.
- Placer un filtre et le centrer dans le dispositif de filtration.
- Homogénéiser l’échantillon, une violente agitation est nécessaire si les échantillons
ont été conservés un certain temps.
- Verser l’échantillon sur le filtre et appliquer le vide, sans créer une dépression
supérieure à 2-3 bars. puis filtrer progressivement tout le volume mesuré.
- Supprimer l’aspiration dès que le filtre est à sec.
- Mettre les boites contenant les filtres, sans le couvercle, à l’étuve à 70°C pendant 2h
ou à 105°C pendant 1h.l’étuve doit être exempte de poussières.
- Laisser refroidir au dessiccateur et n’en sortir les filtres que juste avant la pesée.
- peser les papiers filtres une deuxième fois, soit P2 cette mesure.
Calculs expression des résultats
Soit :
P1 : Poids du filtre avant filtration (mg).
P2 : Poids du filtre après filtration (mg).
V : Volume filtré (l).
La concentration des MES est donnée par l’expression : [MES] (mg.l-1) =V
PP 12 .1000
3. Mesure du résidu sec
La méthode consiste est à évaporée une certaine quantité d’eau à analysée dans une capsule
tarée. Le résidu desséché est ensuite pesé. La capsule est séchée et pesée avant et après
filtration.
Mode opératoire
- Peser la capsule. Soit P1.
- Evaporation progressivement au bain de sable dans une capsule tarée 100 ml d’eau.
- Une fois toute l’eau évaporée, porter la capsule à l’étuve à l’étuve à 180°C pendant 4
heures et laisser refroidir 1/4 d’heure au dessiccateur.
- Peser immédiatement et rapidement. Soit P2.
Calculs expression des résultats
Soit :
P1 : Poids de la capsule avant filtration (mg).
P2 : Poids de la capsule après filtration (mg).
V : Volume filtré (l).
La concentration des R sec est donnée par l’expression : [R sec] (mg.l-1 )=V
PP 12 .1000
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
122
TP 21: dosage de la demande biochimique en oxygène ( DBO5)
Méthode par dilution
La demande biochimique en oxygène (DB05) est définie comme la quantité d'oxygène
consommée dans les conditions de l'essai, c'est-à-dire après incubation durant 5 jours, à 20°C
et dans l'obscurité, par certaines matières présentes dans l'eau, principalement pour assurer
leur dégradation par voie biologique. La mesure de la quantité d'oxygène consommée est
suivie dans une solution ensemencée ou non.
Principe Mesure de l'oxygène consommé en cinq jours par un échantillon dilué avec une eau
saturée en oxygène, ensemencée avec des germes, puis placé dans une enceinte thermostatée à
20 °C.
Matériel spécial
- Flacons en verre à bouchon rodé de 150 ou 250 ml.
- Enceinte thermostatée à 20°C ± 1°C.
- Matériel nécessaire au dosage de l'oxygène dissous
Réactifs
- Solution de phosphates
*Monohydrogénophosphate de sodium (Na2HP04, 2 H20)……………….8.5 g
*Dihydrogénophosphate de potassium (KH2P04)………………………….2.5 g
*Eau permutée………………………………………………………………….1000 ml
Bien homogénéiser la solution.
- Solution de sulfate de magnésium à 20 g / l
*Sulfate de magnésium……………20 g
- Solution de chlorure de calcium à 25 g / l
*Chlorure de calcium……………….25 g
- Solution de chlorure de fer à 1,5 g / l
*Chlorure de fer………………………1.5 g
- Solution de chlorure d'ammonium à 2 g / l
*Chlorure d'ammonium……………….2 g
Préparation de l'eau de dilution
Si l'eau de dilution est préparée à partir d'eau permutée, mettre dans un récipient:
Solution de phosphates…………………………5 ml
Solution de sulfate de magnésium……………..1 ml
Solution de chlorure de calcium………………...1 ml
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
123
solution de chlorure de fer…………………….....1 ml
Solution de chlorure d'ammonium………………1 ml
eau permutée …………………………………………q.S.p. 1000 ml
Maintenir cette solution à 20 °C et l'aérer en prenant soin d'éviter toute contamination par des
métaux, des matières organiques, oxydantes ou réductrices. Arrêter 'aération lorsque la
solution contient 10 mg/ l d'oxygène dissous. Laisser reposer 12 heures, récipient débouché.
Ajouter 5 ml d'eau d'ensemencement par litre de cette solution. Cette eau de dilution doit être
utilisée dans les 24 heures.
Si l'eau de dilution est préparée à partir d'eau de rivière, la porter à 20 °C, ajouter les mêmes
réactifs et la conserver à cette température.
Mode opératoire
Mettre un volume connu d'eau à analyser dans une fiole jaugée, compléter avec de l'eau de
dilution. Homogénéiser. Vérifier que le pH est compris entre 6 et 8. Dans le cas contraire,
préparer une nouvelle dilution en amenant le pH à une valeur voisine de 7 par addition d'acide
sulfurique ou d'hydroxyde de sodium puis compléter au volume. Remplir complètement un
flacon avec cette solution. Bien boucher sans bulles d'air.
Préparer également une série de dilutions successives telles que la consommation d'oxygène
soit voisine de 50% de la teneur initiale.
Conserver les flacons à 20 °C ± 1°C et dans l'obscurité. Mesurer l'oxygène dissous subsistant
au bout de 5 jours (120 heures). Pratiquer un essai témoin en dosant l'oxygène dissous dans
l'eau de dilution (eau permutée ensemencée ou eau de rivière) et traiter deux fioles remplies
de cette eau comme indiqué ci-dessus. Doser l'oxygène résiduel selon une des méthodes
indiquées dans le chapitre 15.2 (méthode chimique ou potentiométrique). Au cours de cet
essai témoin, la consommation d’oxygène doit se situer entre 0,5 et 1,5 g / L. Dans le cas
contraire, 'ensemencement par l'eau de dilution n'est pas convenable et il est nécessaire d'en
modifier la préparation .
Interprétation des résultats Soit:
Do =Teneur en oxygène (mg / l) de l'eau de dilution au début de l'essai.
D5 =Teneur moyenne en oxygène (mg / l) de l'eau de dilution au bout de cinq jours
d'incubation.
T0 = Teneur en oxygène (mg/l) de l'une des dilutions de l'échantillon au début de l'essai.
T5 = Teneur en oxygène (mg / l) de l'une des dilutions de l'échantillon au bout de cinq jours
d'incubation.
F = Facteur de dilution tel que 0,4 T0 ≤T0 - T5 ≤ 0,6T0
La demande biochimique en oxygène exprimée en milligrammes d'oxygène par litre est égale
à : DB05 = F (T0 - T5) - (F - 1) (D0 - D5)
Préciser éventuellement le traitement préalable effectué sur le prélèvement (décantation,
filtration)
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
124
TP 22 : dosage de la demande chimique en oxygène ( DCO)
Méthode ISO
Principe de la méthode:
Dans des conditions définies, certaines matières contenues dans l’eau sont oxydées par un
excès de dichromate de potassium en milieu acide et en présence de sulfate d’argent et de
sulfate de mercure.
L’excès de dichromate de potassium est dosé par le sulfate de Fer et d’ammonium
Réactifs
- Sulfate de mercure cristallisé …………………………. 0.5 g.
- Solution de sulfate de fer et d’ammonium 0.25 N.
Sulfate de Fer et d’NH4 ................................... 98 g.
Acide sulfurique (d=1.84) ........................ ………20 ml.
Eau distillée ............................................. 1000 ml.
Le titre de cette solution doit être vérifié tous les jours.
- Solution de dichromate de potassium 0.25 N.
Dichromate de potassium (séché deux heures à 110°C) ........ 12.2588 g
Eau distillée ............................................. 1000 ml.
- Solution de Ferroine
1.10 Phénanthroline.................... 1.485 g.
Sulfate de Fer.............................. 0.695 g.
Eau distillée ………..................... 100 ml.
- Etalon à 500 mg/l DCO.
Hydrogenophtalate de potassium (K HC8H504) séché pendant 2 h à 105°.
Peser 0,4251 g séché 1000 ml 0,1062 g/250 ml.
Faire une dilution 5 ml/20
Vérification du titre de la solution de sulfate de fer et d’ammonium.
Dans un bécher mettre 10 ml de solution de dichromate de potassium 0.25 N et compléter à
150 ml par de l’eau distillée. Ajouter 30 ml d’acide mélangé (HgSO4+H2SO4).
Laisser refroidir. Ajouter quelques gouttes de solution de Ferroine puis doser avec le sulfate
de fer et d’ammonium.
T =ml K Cr O7 x 0.25(N)
ml Fe (NH ) (SO )
2 2
4 2 4 2
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
125
Mode opératoire
Prendre 20 ml d’échantillon débarrassé de matières décantables. Ajouter 10 ml de K2Cr2O7
puis une pincée de HgSO4 (0.55). Ajouter 30 ml d’ H2SO4 avec Ag2SO4.
Laisser refroidir dans un bain de glace ou à défaut dans de l’eau.
Ensuite chauffer pendant 2 heures à une température de 170°C.
Laisser refroidir puis compléter à 150 ml avec de l’eau distillée dans un bécher.
Doser avec le Fe (NH4)2 (SO4)2 en utilisant la Ferroine.
Expression des résultats
VE = Volume de sulfate de fer et d’ammonium nécessaire au dosage (ml).
VB=Volume de sulfate de fer et d’ammonium nécessaire à l’essai à blanc (ml).
T = Titre de la solution de sulfate de fer et d’ammonium.
P.E = Volume de la prise d’essai.
En solution acide K2Cr2O7 exerce un effet oxydant.
La détermination est toujours effectuée avec un excédent en K2Cr2O7, une partie du
dichromate étant réduite en ions de chrome III.
Cr2O72- + 6e- + 14 H+ 2 Cr3+ + 7H2O
L’excédent en ions de K2Cr2O7 est retiré avec une $ de Fe (II) en employant la Ferroine
comme indicateur d’oxydoréduction.
Cr2O72- + 6 Fe2+ + 14H+ 2Cr3++6Fe3++7H2O.
EB
EB
V-V*T*800T*8000*P.E
VVDCO
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
126
4 – Analyses microbiologiques
TP 23 : Recherche et dénombrement des germes revivifia blés
La recherche et le dénombrement des germes revivifiables se réalise à deux
températures différentes afin de cibler à la fois les micro-organismes à tendance psychrophiles
soit à 20° et ceux franchement mésophiles soit 37°C.
A partir de l’eau à analyser, porter aséptiquement 2 fois 1ml dans deux boites de Pétri
vides préparées à cet usage et numérotées comme l’indique le schéma n°1.
Compléter ensuite chacune des boites avec environ 20 ml de gélose TGEA fondue
puis refroidie à 45±1°C.
Faire ensuite des mouvements circulaires et de va-et-vient en forme de « 8 » pour
permettre à l’inoculum de se mélanger à la gélose.
Laisser solidifier sur paillasse, puis rajouter une deuxième couche d’environ 5 ml de la
même gélose ou de gélose blanche. Cette double couche a un rôle protecteur contre les
contaminations diverses.
Incubation :
La première boite sera incubée, couvercle en bas à 20°C,
La seconde sera incubée couvercle en bas à 37°C,
Pendant 72 heures avec :
- première lecture à 24 heures,
- deuxième lecture à 48 heures, et
- troisième lecture à 72 heures.
Lecture :
Les germes revivifiables se présentent dans les deux cas sous forme de colonies lenticulaires
poussant en masse.
Dénombrement :
Il s’agit de dénombrer toutes les colonies, en tenant compte deux remarques suivantes :
1. Ne dénombrer que les boites contenant entre 15 et 300 colonies,
2. Le résultat sera exprimé par millilitre d’eau à analyser à 22° et à 37°C.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
127
Eau à
Analyser
1 ml 1ml
Ajouter environ 20 ml de gélose TGEA
Laisser solidifier sur paillasse
Ajouter une double couche (5 ml)
Incuber à :
22°C 37°C
Pendant 72 heures
Dénombrer les colonies lenticulaires
En masse
Schéma n°1
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
128
TP 24. Colimétrie. Recherche et dénombrement des Coliformes en milieux liquides.
Les coliformes se présentent sous forme de Bacilles Gram négatifs (BGN), non
sporogènes, oxydase négative, aéro-anaérobies facultatifs, capables de croître en présence de
sels biliaires et capables de fermenter le lactose avec production d’acides et de gaz, en 24 à 48
heures à 37°C.
Les coliformes sont considérés comme indices de contamination fécale.
La recherche et le dénombrement des coliformes peuvent se faire selon deux méthodes
de choix :
- Soit en milieu liquide sur BCPL par la technique du NPP (Nombre le Plus Probable).
- Soit par filtration sur membrane à 0,45 en milieu solide en supposant la disponibilité
d’une rampe de filtration.
Technique en milieu liquide sur BCPL.
La technique en milieu liquide fait appel à deux tests consécutifs à savoir :
le test de présomption : réservé à la recherche des Coliformes totaux.
le test de confirmation : encore appelé test de Mac Kenzie et réservé à la recherche des
Coliformes fécaux à partir des tubes positifs du test de
présomption.
Test de présomption.
A partir de l’eau à analyser, porter aséptiquement :
50 ml dans un flacon contenant 50 ml de milieu BCPL D/C muni d’une cloche de Durham
5 fois 10 ml dans 5 tubes contenant 10 ml de milieu BCPL D/C muni d’une cloche de
Durham
5 fois 1 ml dans 5 tubes contenant 10 ml de milieu BCPL S/C muni d’une cloche de
Durham, comme l’indique le schéma n° 2.
Chassez le gaz présent éventuellement dans les cloches de Durham et bien mélangé le milieu
et l’inoculum.
Incubation :
L’incubation se fait à 37°C pendant 24 à 48 heures.
Lecture :
Sont considérés comme positifs les tubes présentant à la fois :
un dégagement gazeux (supérieur au 1/10 de la hauteur de la cloche),
un trouble microbien accompagné d’un virage du milieu au jaune (ce qui constitue le
témoin de la fermentation du lactose présent dans le milieu).
Ces deux caractères étant témoins de la fermentation du lactose dans les conditions
opératoires décrites.
La lecture finale se fait selon les prescriptions de la table du NPP qui figure en annexe.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
129
Illustration :
Inoculum Test de présomption Nbre Caractéristique
1 X 50 ml + 1
5 X 10 ml +
+
+
-
-
3
5 X 1 ml +
+
-
-
-
2
Le nombre caractéristique est donc « 132 » ; ce qui correspond sur la table de Mac Grady au
nombre 14.
On considère alors qu’il y a 14 Coliformes par 100 ml d’eau à analyser.
Test de confirmation ou test de Mac Kenzie.
Le test de confirmation ou test de Mac Kenzie est basé sur la recherche de Coliformes
thermotolérants parmi lesquels on redoute surtout la présence d’Escherichia coli.
Les coliformes thermotolérants ont les mêmes propriétés de fermentation que les
coliformes mais à 44°C.
Escherichia coli est un coliforme thermo tolérant qui entre autre :
- produit de l’indole à partir du tryptophane à 44°C,
- donne un résultat positif à l’essai au rouge de méthyl,
- ne produit pas de l’acétyle méthyl carbinol,
- n’utilise pas le citrate comme source unique de carbone.
Les tubes de BCPL trouvés positifs lors du dénombrement des Coliformes totaux feront
l’objet d’un repiquage à l’aide d’une öse bouclée dans tube contenant le milieu Schubert muni
d’une cloche de Durham, comme l’indique le schéma n°3.
Chasser le gaz présent éventuellement dans les Cloches de Durham et bien mélanger le
milieu et l’inoculum.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
130
Incubation :
L’incubation se fait cette fois-ci au bain marie à 44°C pendant 24 heures.
Lecture :
Sont considérés comme positifs, les tubes présentant à la fois :
un dégagement gazeux, et
un anneau rouge en surface, témoin de la production d’indole par Escherichia Coli
après adjonction de 2 à 3 gouttes du réactif de Kowacs.
La lecture finale s’effectue également selon les prescriptions de la table du NPP en tenant
compte du fait qu’Escherichia Coli est à la fois producteur de gaz et d’indole à 44°C.
Illustration
En reprenant l’exemple précédent relatif au dénombrement des Coliformes totaux, cela
suppose que nous avons 6 tubes à repiquer à savoir :
le flacon de BCPL D/C,
3 tubes sur 5 de BCPL D/C, et
2 tubes sur 5 de BCPL S/C.
Tableau Récapitulatif
Inoculum Test de
présomption
Nbre
Caractéristique
Test de confirmation Nbre
Caractéristique
Gaz Indole
1 X 50 ml + 1 + + 1
5 X 10 ml +
+
+
-
-
3
+
+
-
-
+
+
1
5 X 1 ml +
+
-
-
-
2
-
+
+
+
1
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
131
Le nombre caractéristique relatif au dénombrement des Coliformes fécaux est donc « 111 »,
ce qui correspond sur la table du NPP au chiffre 5.
Le résultat final sera donc de :
14 Coliformes totaux dans 100 ml d’eau à analyser
5 Coliformes fécaux dans 100 ml d’eau à analyser
Remarque :
Etant donné que les Coliformes fécaux font partie des Coliformes totaux, il est pratiquement
impossible de trouver plus de Coliformes fécaux que de Coliformes totaux.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
132
TP 25.1 : Colimétrie en milieu liquide : Test de présomption
Eau à Analyser
1 X 50 ml 5 X 10 ml 5 X 1 ml
BCPL D/C BCPL D/C BCPL S/C
37°C, 24 à 48 heures
+ + + + - - + + - - -
1 3 2
Schéma n°2
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
133
TP : 25.2 Colimétrie en milieu liquide : Test de confirmation
Repiquage sur milieu Schubert + cloche
44°C, 24 heures
Ajouter 2 à 3 gouttes de Kowacs
+ + - - + -
1 1 1
Schéma n°3
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
134
TP 25.3 Colimétrie par filtration
La colimétrie par filtration est une méthode rapide, simple, normalisée mais nécessitant la
disponibilité d’une rampe de filtration.
Tout d’abord, il faudrait stériliser un entonnoir à l’aide d’un bec bunsen.
Le refroidir soit avec l’eau à analyser ou bien avec de l’eau distillée stérile.
Mettre en place de façon aseptique une membrane de 0,45 µ entre la membrane
poreuse et l’entonnoir à l’aide d’une pince stérile.
Fixer ce dernier avec la pince correspondante.
Recherche de coliformes totaux
Remplir de façon aseptique l’entonnoir avec 100 ml d’eau à analyser.
Actionner la pompe à vide pour permettre le passage de l’eau à travers la membrane.
Retirer ensuite la membrane à l’aide d’une pince stérile et la placer dans une boite de
Pétri de 45 mm de diamètre contenant de la gélose TTC.
Cette membrane sera incubée à 37°C, pendant 24 heures et servira à la recherche des
coliformes totaux.
Recherche de coliformes fécaux
Remplir par la suite l’entonnoir avec 100 ml d’eau à analyser.
Actionner de la même façon la pompe à vide pour permettre le passage de l’eau à
travers la membrane.
Retirer ensuite la membrane à l’aide d’une pince stérile et la placer dans une boite de
Pétri de 45 mm de diamètre contenant de la gélose TTC.
Cette deuxième membrane sera incubée à 44°C, pendant 24 heures et servira à la
recherche des coliformes fécaux.
Lecture et interprétation
Après 24 heures d’incubation, les coliformes totaux et fécaux apparaissent sous forme
de petites colonies jaunes ou orangées, lisses, légèrement bombées.
Etant donné le caractère sélectif de la gélose TTC ; ne pousseront théoriquement que
les coliformes.
Ne dénombrer que les boites refermant entre 15 et 300 colonies.
Le nombre de colonies trouvées sera exprimé dans 100 ml d’eau à analyser.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
135
Filtration de 100 ml d’eau
Eau à
Analyser
Entonnoir
Membrane 0,45µ Rampe de
Filtration
Pompe à 3 postes
37°C 44°C
24 heures
Coliformes totaux Coliformes fécaux
Après 24 heures d’incubation :
- à 37°C, en ce qui concerne la recherche des coliformes totaux,
- à 44°C, en ce qui concerne la recherche des coliformes totaux,
Procéder au dénombrement de toutes les colonies caractéristiques et rapporter ce nombre à
100 ml d’eau à analyser.
Schéma n°4
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
136
TP 26.1 : STREPTOMETRIE
Recherche et dénombrement des Streptocoques fécaux en milieux liquides
Les Streptocoques fécaux ou Streptocoques du groupe D de la classification de Lancefield,
se présentent sous forme de coccie à Gram +, shériques à ovoïdes formant des chaînettes ,
ne possédant pas de catalase mais possédant l’antigène du groupe D.
Ils sont capables de se développer en 24 à 48 heures à 37°C sur un milieu sélectif à
l’azoture de sodium en donnant des colonies caractéristiques réduisant le TTC et qui de plus
hydrolysent l’esculine en 48 heures à 44°C après repiquage d’une colonie sur une gélose
biliée à l’esculine. Leur recherche et leur dénombrement peut se faire de la même manière que
pour les coliformes , c’est à dire à l’aide de deux méthodes distinctes selon la disponibilité ou
non d’une rampe de filtration et seuls les milieux de culture changent.
Méthode de recherche en milieu liquide
Tout comme la méthode de recherche des coliformes en milieu liquide, celle de la recherche
et le dénombrement des Streptocoques fécaux fait appel à deux tests consécutifs à savoir :
le test de présomption
le test de confirmation : réservé à la confirmation réelle des Streptocoques fécaux à partir
des tubes positifs du test de présomption .
Test de présomption .
A partir de l’eau à analyser, porter aséptiquement :
50 ml dans un flacon contenant 50 ml de milieu ROTHE D/C,
5 fois 10 ml dans 5 tubes contenant 10 ml de milieu ROTHE D/C,
5 fois 1 ml dans 5 tubes contenant 10 ml de milieu ROTHE S/C, comme l’indique le
schéma n° 5.
Bien mélanger le milieu et l’inoculum .
Incubation :
L’incubation se fait à 37°C pendant 24 à 48 heures .
Lecture :
Sont considérés comme positifs les tubes présentant un trouble microbien, seulement ces
derniers :
- ne doivent en aucun cas faire l’objet de dénombrement
- doivent par contre, absolument faire l’objet d’un repiquage sur milieu LITSKY EVA dans
le but d’être confirmés.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
137
Illustration :
Inoculum Test de présomption
1 X 50 ml -
5 X 10 ml +
+
-
-
-
5 X 1 ml +
+
+
-
-
Test de confirmation .
Le test de confirmation est basé sur la confirmation des Streptocoques fécaux
éventuellement présents dans le test de présomption.
Les tubes de ROTHE trouvés positifs feront donc l’objet d’un repiquage à l’aide d’une öse
bouclée dans tube contenant le milieu LITSKY EVA, comme l’indique le schéma n°6.
Bien mélanger le milieu et l’inoculum .
Incubation :
L’incubation se fait cette fois-ci à 37°C, pendant 24 heures .
Lecture :
Sont considérés comme positifs , les tubes présentant à la fois :
un trouble microbien, et
une pastille violette (blanchâtre) au fond des tubes.
La lecture finale s’effectue également selon les prescriptions de la table du NPP qui figure en
annexe.
Illustration
En reprenant l’exemple précédent relatif au test de présomption, cela suppose que nous avons
5 tubes à repiquer à savoir :
2 tubes sur 5 de ROTHE D/C, et
3 tubes sur 5 de ROTHE S/C.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
138
Tableau Récapitulatif
Inoculum Test de
présomption
Test de confirmation Nbre Caractéristique
Trouble Pastille violette
1 X 50 ml - 0
5 X 10 ml +
+
-
-
-
+
+
+
+
2
5 X 1 ml +
+
+
-
-
-
+
+
+
+
-
1
Le nombre caractéristique relatif au dénombrement des Streptocoques fécaux est donc « 021
» , ce qui correspond sur la table du NPP au chiffre 3.
Le résultat final sera donc de : 3 Streptocoques fécaux dans 100 ml d’eau à analyser
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
139
Recherche et dénombrement des Streptocoques fécaux en milieu liquide :
Test de Présomption
Eau à Analyser
1 X 50 ml 5 X 10 ml 5 X 1 ml
ROTHE D/C ROTHE D/C ROTHE S/C
37°C, 24 à 48 heures
Schéma n°5
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
140
Recherche et dénombrement des Streptocoques fécaux en milieu liquide :
Test de Confirmation
Repiquage Repiquage
sur milieu Eva sur milieu Eva
37°C , 24 heures
- + + - + -
0 2 1
Schéma n°6
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
141
TP 26.2 : Streptométrie par filtration
La streptométrie par filtration est tout comme la colimétrie par filtration une méthode
rapide, simple, normalisée mais nécessitant la disponibilité d’une rampe de filtration.
Tout d’abord, il faudrait stériliser un entonnoir à l’aide d’un bec bunsen.
Le refroidir soit avec l’eau à analyser ou bien avec de l’eau distillée stérile.
Mettre en place de façon aseptique une membrane de 0,45 µ entre la membrane poreuse et
l’entonnoir à l’aide d’une pince stérile.
Fixer ce dernier avec la pince correspondante.
Remplir de façon aseptique l’entonnoir avec 100 ml d’eau à analyser.
Actionner la pompe à vide pour permettre le passage de l’eau à travers la membrane.
Retirer ensuite la membrane à l’aide d’une pince stérile et la placer dans une boite de Pétri
de 45 mm de diamètre contenant de la gélose SLANETZ et BARTLEY.
Cette membrane sera incubée à 37°C, pendant 24 heures.
Lecture et interprétation
Après 24 heures d’incubation, les streptocoques fécaux apparaissent sous forme de petites
colonies rouges, marron ou roses, lisses, légèrement bombées.
Etant donné le caractère sélectif de la gélose SLANETZ ; ne pousseront théoriquement que
les streptocoques fécaux.
Ne dénombrer que les boites refermant entre 15 et 300 colonies.
Le nombre de colonies trouvées sera exprimé dans 100 ml d’eau à analyser.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
142
Filtration de 100 ml d’eau
Eau à
Analyser
Entonnoir
Membrane 0,45µ Rampe de
Filtration
Pompe à 3 postes
37°C, 24 heures
Streptocoques fécaux
Après 24 heures d’incubation, à 37°C, procéder au dénombrement de toutes les colonies
caractéristiques et rapporter ce nombre à 100 ml d’eau à analyser.
Schéma n°7
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
143
TP 27 : Recherche et dénombrement des
Spores d’Anaérobies Sulfito-Réducteurs
Les anaérobies sulfito-réducteurs (ASR) se présentent sous forme de bactéries Gram +, se
développant en 24 à 48 heures sur une gélose Viande Foie en donnant des colonies typiques
réduisant le sulfite de sodium (Na2SO3) qui se trouve dans le milieu, en sulfure qui en
présence de Fe2+ donne FeS (sulfure de fer ) de couleur noire.
Les spores des ASR constituent généralement des indices de contamination ancienne.
A partir de l’eau à analyser :
Prendre environ 25 ml dans un tube stérile, qui sera par la suite soumis à un chauffage de
l’ordre de 80°C pendant 8 à 10 minutes, dans le but de détruire toutes les formes végétatives
des ASR éventuellement présentes.
Après chauffage, refroidir immédiatement le tube en question, sous l’eau de robinet.
Répartir ensuite le contenu de ce tube, dans 4 tubes différents et stériles, à raison de 5 ml
par tube.
Ajouter environ 18 à 20 ml de gélose Viande Foie, fondue puis refroidie à 45 1°C,
additionnée d’une ampoule d’Alun de fer et d’une ampoule de Sulfite de sodium.
Mélanger doucement le milieu et l’inoculum en évitant les bulles d’air et en évitant
l’introduction d’oxygène.
Laisser solidifier sur paillasse pendant 30 minutes environ, puis incuber à 37°C, pendant
24 à 48 heures.
La première lecture doit absolument être faite à 16 heures car très souvent les colonies des
ASR sont envahissantes auquel cas on se trouverait en face d’un tube complètement noir
rendant ainsi l’interprétation difficile voire impossible et l’analyse sera à refaire en utilisant
des dilutions décimales de 10-1 voire 10-2, la deuxième lecture se fera à 24 heures et la
troisième et dernière à 48 heures.
Dénombrer toute colonie noire de 0,5 mm de diamètre, poussant en masse.
Interprétation des résultats .
Il est donc impératif de repérer et de dénombrer toutes les colonies noires poussant en masse
et de rapporter le total des colonies à 20 ml d’eau à analyser.
Identification biochimique .
Certains auteurs préconisent l’identification biochimique de toute colonie suspecte car très
souvent il y a développement de colonies de Staphylocoques et de Bacillus à côté, qu’on
prendrait à tord pour des colonies de Clostridium Sulfito-réducteur.
Pour cela il s’agit de casser le tube à l’aide d’une lime métallique à 1 cm au dessus de la
colonie suspecte et de prendre exactement le centre de la dite colonie.
Le centre de la colonie noire suspecte (qui est en réalité blanche mais entourée d’une auréole
noire ) sera alors déposé soigneusement dans un tube contenant du bouillon T G Y ou T Y
préalablement régénéré à 80°C pendant 15 minutes.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
144
Placer ensuite ce tube dans un agitateur (Vortex) pour bien mélanger la colonie dans le milieu
puis l’incuber à 37°C en anaérobiose pendant 24 à 48 heures.
Après la période d’incubation, constater le trouble du milieu, puis réaliser les étapes suivantes
Etat frais pour constater s’il y a mobilité ou non ...
Coloration de Gram pour constater les types de colonies et leur coloration
S’il s’agit de bacilles Gram positifs , faire un isolement sur deux boites de
gélose au sang de mouton frais :
* l’une sera incubée à 37°C en aérobiose ,
* l’autre sera incubée à 37°C en anaérobiose .
Après 24 à 48 heures d’incubation :
* sélectionner les boites ayant poussé strictement en anaérobiose ,
* noter le type d’hémolyse ,
* faire une coloration de Gram puis une réaction catalase ,
* s’assurer qu’il s’agit bien d’une souche pure , sinon purifier ,
* puis ensemencer une Galerie biochimique Api 20 A à incuber
toujours à 37°C et toujours en anaérobiose .
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
145
Recherche et dénombrement des Spores d’Anaérobies Sulfito-Réducteurs
Eau à Analyser
25 ml d’eau à analyser
Chauffage à 80°C , 10 minutes
Refroidissement brutal sous l’eau de robinet
Répartir à raison de 5 ml par tube dans 4 tubes
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
146
Ajouter environ 15 ml de gélose VF fondue puis refroidie à 45 1°C
Laisser solidifier puis incuber à 37°C, 16 – 24 puis 48 heures
Schéma n°8
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
147
TP 28.1 : Recherche de Salmonella
Les Salmonella sont des entérobactéries qui se présentent sous forme de Bacilles Gram
Négatifs (BGN), ne fermentant pas le lactose, mais fermentant le glucose avec production de
gaz et de H2S ; elles se divisent en deux grands groupes : les mineures et les majeures
(hautement pathogènes ).
Jour 1 . Premier Enrichissement.
Le premier enrichissement s’effectue sur le milieu de Sélénite - Cysteïné D/C réparti à raison
de 100 ml par flacon.
Ce dernier sera donc ensemencé à l’aide de 100 ml d’eau à analyser, puis incubé à 37°C
pendant 18 à 24 heures, comme l’indique le schéma n°9.
Jour 2 . Deuxième enrichissement et Isolement.
Ce flacon fera l’objet :
d’une part, d’un deuxième enrichissement sur milieu Sélénite en tubes à raison de 0,1 ml
d’autre part, d’un isolement sur gélose Hektoen.
L’incubation se fait donc à 37°C pendant 24 h.
Jour 3 . Lecture des boites et Identification.
D’une part, le tube de Sélénite fera l’objet d’un isolement,
D’autre part, la boite de gélose Hektoen subira une lecture en tenant compte du fait que les
Salmonella se présentent le plus souvent sous forme de colonies de couleur gris bleu à
centre noir.
Identification morphologique et biochimique.
Cinq colonies caractéristiques et distinctes feront l’objet d’une identification morphologique
et biochimique qui se déroulent comme suit :
Etat frais ( bacilles , mobilité ) ,
Coloration de Gram ( bacilles Gram négatifs ) ,
Ensemencement d’un tube de Kligler ( TSI ) qui sera incubé à 37°C , 24 h
( Lactose, Saccharose, Glucose, Gaz et H2S ),
Ensemencement d’un tube de gélose nutritive inclinée qui sera incubé à 37°C, 24 h qui
servira à l’agglutination sur lame,
Ensemencement :
* soit d’une galerie biochimique classique (ONPG, Oxydase, LDC, ODC,
ADH, Témoin, Urée, Insole, TDA, VP, RM … ),
* ou d’une galerie biochimique API 20E.
Identification Antigénique . Cette dernière repose sur l’agglutination sur lame de verre, à
partir des mêmes colonies isolées la veille sur GN inclinée en tubes, à l’aide des sérums de
groupes d’abord OMA, OMB puis les autres après.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
148
Eau à Analyser
100 ml
Bouillon Sélénite
37°C , 18 à 24 heures
Isolement sur Hektoen Deuxième enrichissement
37°C , 24 h
Gram
Etat frais TSI
LDC , ODC , ADH Urée Indole TDA 37°C , 24 h
ONPG
GN inclinée Oxydase
API 20 E Idem
Agglutination (OMA, OMB …)
Schéma n°9
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
149
TP 28.2 Recherche de Salmonella par filtration
La recherche de Salmonella par filtration est une méthode rapide, simple, normalisée mais
nécessitant la disponibilité d’une rampe de filtration.
Tout d’abord, il faudrait stériliser un entonnoir à l’aide d’un bec bunsen.
Le refroidir soit avec l’eau à analyser ou bien avec de l’eau distillée stérile.
Mettre en place de façon aseptique une membrane de 0,45 µ entre la membrane
poreuse et l’entonnoir à l’aide d’une pince stérile.
Fixer ce dernier avec la pince correspondante.
Remplir de façon aseptique l’entonnoir avec 100 ml d’eau à analyser, comme le montre le
schéma n°10.
Actionner la pompe à vide pour permettre le passage de l’eau à travers la membrane.
Continuer à remplir l’entonnoir jusqu’à 5 litres d’eau à analyser selon les dernières
recommandations de l’OMS s'il n'y a pas de colmatage des pores de la membrane.
Retirer ensuite la membrane à l’aide d’une pince stérile et la placer dans un flacon
contenant du bouillon Sélénite D/C, qu’on incube à 37°C pendant 18 à 24 heures.
Le lendemain , procéder à un isolement sur gélose Hektoen qui sera incubée à 37°C
pendant 24 heures.
Le lendemain repérer les colonies caractéristiques puis procéder à une identification
biochimique classique puis à une identification antigènique.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
150
Filtration de 250 ml à 5 litres d’eau
Eau à
Analyser
Entonnoir
Membrane 0,45µ Rampe de
Filtration
Pompe à 3 postes
Bouillon Sélénite D/C
37°C, 24 heures
Gram LDC , ODC , ADH
Etat frais GN inclinée
TSI API 20 E
Urée Indole TDA Agglutination (OMA , OMB …)
ONPG
Oxydase
Schéma n°10
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
151
TP 29 : Recherche de Vibrion cholérique
Les Vibrionacae se présentent sous forme de Bacilles Gram Négatifs droits ou
incurvés (BGN), très mobiles, possédant une oxydase, aéro-anaérobies facultatifs, fermentant
le glucose sans production de gaz ni d'H2S. (Hautement pathogènes).
Jour 1. Premier Enrichissement.
Le premier enrichissement s’effectue sur le milieu Eau Peptonée Alcaline 10 fois concentré
réparti à raison de 50 ml par flacon auquel on ajoute aséptiquement 450 ml d’eau à analyser
au moment du prélèvement.
Ce dernier sera par la suite incubé à 37°C pendant 18 à 24 heures, comme l’indique le
schéma n°11.
Jour 2. Deuxième enrichissement et Isolement.
Ce flacon fera l’objet :
d’une part, d’un deuxième enrichissement sur milieu EPA en tubes à raison de 1 ml
d’autre part, d’un isolement sur gélose GNAB 1.
L’incubation se fait donc à 37°C pendant 24 h.
Jour 3. Lecture des boites et Identification.
D’une part, le tube d’EPA fera l’objet d’un isolement sur GNAB 2,
D’autre part, la boite de gélose GNAB 1 subira une lecture en tenant compte du fait que
les Vibrions se présentent le plus souvent sous forme de grosses colonies lisses et
transparentes caractéristiques.
Identification morphologique et biochimique.
Cinq colonies caractéristiques et distinctes feront l’objet d’une identification morphologique
et biochimique qui se déroule comme suit :
Etat frais (bacilles, mobilité),
Coloration de Gram (bacilles Gram négatifs),
Oxydase (+),
Ensemencement d’un tube de KIA qui sera incubé à 37°C, 24 h
(Saccharose, Glucose, Gaz et H2S),
Ensemencement d’un tube de gélose nutritive inclinée qui sera incubé à 37°C, 24 h qui
servira à l’agglutination sur lame,
Si l'agglutination avec l'eau physiologique et au sérum polyvalent O1 est négative,
faire une mini galerie basée sur l'étude des acides aminés en vue de différencier entre
les Vibrions, les Pleisiomonas et les Aéromonas selon le tableau suivant :
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
152
LDC ODC ADH
Vibrions + + -
Aéromonas - - +
Pleisiomonas + + +
S'il s'agit du genre Vibrion, répondre : Vibrion NON Agglutinable (NAG).
Si l'agglutination avec l'eau physiologique et au sérum polyvalent O1 est positive, il
s'agit d'un vibrion rough (auto-agglutinable).
Si l'agglutination avec l'eau physiologique est négative et positive au sérum polyvalent
O1, répondre : Vibrion cholérique.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
153
Eau à Analyser
450 ml
Bouillon EPA 10X [ ]
37°C, 18 à 24 heures
1 ml
Isolement sur GNAB 1 Deuxième enrichissement
37°C, 24 h
Oxydase
Gram
Etat frais KIA
LDC, ODC, ADH
GN inclinée 37°C, 24 h
Agglutination
Idem
Schéma n°11
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
154
TP 30 : Recherche de Staphylococcus aureus par la méthode de GC
Staphylococcus aureus se présente sous forme de Cocci, en grappe de raisin, Gram +,
possédant une catalase et une coagulase.
Selon la disponibilité des milieux de culture, trois techniques différentes sont recommandées
pour la recherche de Staphylococcus aureus à savoir :
méthode de Baird Parker
méthode d’enrichissement sur milieu de Giolitti Cantonii
méthode d’enrichissement sur milieu de Chapman.
Dans le cas des poissons, la recherche de Staphylococcus aureus par la méthode
d'enrichissement sur milieu de Giolitti Cantonii est recommandée.
Méthode d’enrichissement au milieu de Giolliti Cantonii.
Préparation du milieu d’enrichissement.
Au moment de l’emploi, ouvrir aséptiquement le flacon contenant le milieu de Giolliti
Cantonii pour y ajouter 15 ml d’une solution de Téllurite de Potassium.
Mélanger soigneusement. Le milieu est alors prêt à l’emploi.
Ensemencement.
A partir des dilutions décimales retenues (10-1 à 10-3), porter aséptiquement 1 ml par
dilution dans un tube à vis stérile.
Ajouter par la suite environ 15 ml du milieu d’enrichissement comme l’indique le
schéma n° 12. Bien mélanger le milieu et l’inoculum.
Incubation.
L’incubation se fait à 37°C pendant 24 à 48 heures.
Lecture.
Seront présumés positifs, les tubes ayant virés au noir.
Pour s’assurer qu’il s’agit bien d’un développement de Staphylococcus aureus, ces tubes
feront l’objet d’une confirmation par isolement sur gélose Chapman préalablement fondue,
coulée en boites de pétri et bien séchées.
Les boites de Chapman ainsi ensemencées seront incubées à leur tour à 37°C pendant 24 à 48
heures.
Après ce délai, repérer les colonies suspectes à savoir les colonies de taille moyenne, lisses,
brillantes, pigmentées en jaune et pourvues d’une catalase et d’une coagulase.
Expression des résultats.
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
155
- Si à la dilution 10-3, le tube a noirci au bout de 24 heures d’incubation, et à l’isolement
sur Chapman, il n’y a pas de colonies caractéristiques ; ce tube est considéré comme
positif et le dénombrement correspond à l'inverse de la dilution en question à savoir
1000 Staphylococcus aureus par gramme de produit.
- Si par contre, il y a noircissement uniquement à la dilution 10-1 et apparition de colonies
caractéristiques sur milieu de Chapman correspondant, il faut tenir compte de la dilution
en question et le nombre réel de Staphylococcus aureus correspond à l’inverse de la
dilution soit 10 par gramme de produit.
Pour s’assurer qu’il s’agit bien de colonies de Staphylococcus aureus, effectuer sur 2 à 3
colonies de chaque boite des tests biochimiques rapides à savoir :
- une épreuve à la catalase (à l’aide de l’eau oxygénée),
- une épreuve à la coagulase (à l’aide de plasma de lapin).
Quelques caractères biochimiques de différentes espèces de staphylocoques sont résumés
dans le tableau ci - après.
Staphylocoque Auréus Intermédius Saprophyticus Epidermitis
Catalase + + + +
Coagulase + + - -
Mannitol en anaérobie + - - -
Résistance à la Novobiocine
(5 Micro-gr)
S
S
R
S
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
156
A partir des dilutions décimales :
10-1 10-2 10-3
1ml 1ml 1ml
15ml 15ml 15ml
GC GC GC
37°C, 24 à 48 h
Réaction Positive Réaction Négative
Isolement sur Chapman
37°C , 24à 48 Catalase, coagulase …
Schéma n°12
DEUXIEME PARTIE TRAVAUX PRATIQUES
157
Table NPP
1 X 50 ml 5 X 10 ml 5 X 1 ml Nombre
caractéristique
Limites de confiance
Inférieure Supérieure
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
0
0
0
1
1
1
2
2
2
3
3
4
0
0
0
0
1
1
1
1
2
2
2
2
3
3
3
0
1
2
0
1
2
0
1
2
0
1
0
0
1
2
3
0
1
2
3
0
1
2
3
0
1
2
<1
1
2
1
2
3
2
3
4
3
5
5
1
3
4
6
3
5
7
9
5
7
10
12
8
11
14
<0,5
<0,5
<0,5
<0,5
<0,5
<0,5
<0,5
<0,5
<0,5
<0,5
<0,5
<0,5
<0,5
<0,5
<0,5
<0,5
<0,5
1
2
<0,5
1
3
3
2
3
4
4
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