Memoire Online - à‰tudes d'impacts des aménagement littoraux sur l'écosystème côtier du petit golfe de Tunis -hammam lif - Soliman.

Impacts des Aménagements Littoraux sur l'Ecosystème Côtier de
la frange littorale Sud-Est du Petit Golfe de Tunis comprise entre
Hammam lif et Soliman plage

SOMMAIRE

CHAPITRE I : CADRE GEOGRAPHIQUE ET CONDITIONS CLIMATIQUES ET

VI. Dosage des métaux lourds chez un mollusque bivalve : Donax trunculus (Linné, 1758)..34

VII. Etude de la biocénose du secteur étudié	...36
CHAPITRE III : RESULTATS ET DISCUSSIONS	37
I. Caractéristiques météorologique du secteur d'étude	37
I.1. La température de L'air	.37	I.2. Les précipitations
..38	I.3. L'évaporation
40	I.4. L'humidité relative
.41	I.5. Les vents
...42
II. Caractéristiques physico-chimiques des eaux des stations d'étude	44
II.1. Les paramètres physiques	44	II.1.1. La température de l'eau
44	II.1.2. Le potentiel hydrogène (pH)
46	II.1.3. La conductivité électrique
48	II.2. Les paramètres chimiques
49	II.2.1. L'oxygène dissous
49	II.2.2. La salinité
.53	II.2.3. Les sels nutritifs
55	II.3. Conclusion
...68
III. Chlorophylle a et la phéophytine	...70
III.1. Chlorophylle a	70
III.2. La phéophytine	...72
III.3. Conclusion	..74
IV. Granulométrie des sédiments superficiels et leur nature minéralogique	...75

Liste des tableaux

Tableau II : variations mensuelles des températures dans le golfe de Tunis (2005 -

2006) .37
Tableau III : variations mensuelles des précipitations et du nombre de jours pluvieux dans le

golfe de Tunis (2005 - 2006) 39
Tableau IV : variations mensuelles de l'évaporation (mm) dans le golfe de Tunis (2005 -

2006) ..40
Tableau V : variations mensuelles de l'humidité relative de l'air de août 2005 à avril

Tableau VI : variation mensuelle de la force du vent en m/s dans le golfe de Tunis ..42

Tableau VII: répartition mensuelle (année 2005) des vents par direction et par force

(INM) 43
Tableau VIII : variations saisonnières de la température de l'eau (°C) dans les stations

étudiées 44
Tableau IX : température des eaux côtières de la baie de Tunis en °C (Ben Charrada,

Tableau XI : variations saisonnières de la conductivité en mS/cm dans les stations

étudiées 48
Tableau XII : variations saisonnières de la teneur en oxygène dissous en mg/l dans les stations

Tableau XV : variations saisonnières de la concentration de l'eau en nitrites au niveau des

stations étudiées ...56
Tableau XVI : variations saisonnières de la concentration de l'eau en nitrates au niveau des

stations étudiées 58
Tableau XVII : variations saisonnières de la concentration de l'eau en ion ammonium au

Tableau XVIII : variations saisonnières de la concentration de l'eau en phosphore inorganique

au niveau des stations étudiées ..63
Tableau XIX : rapport N/P (en umol/l) au niveau des stations étudiées pendant l'hiver, le

printemps et l'été 2006 ..66
Tableau XX : variations saisonnières de la concentration de l'eau en chlorophylle a au niveau

des stations étudiées ..70
Tableau XXI : variations saisonnières de la concentration de l'eau en phéophytine au niveau

Tableau XXII : diamètre des grains de sables en unité Ô des stations étudiées 75

Tableau XXIII : indices granulométriques (en unité Ô) des sables de haut de plages entre

Hammam lif et la sebkha de Soliman 76
Tableau XXIV : le taux (%) de minéraux non argileux dans les différentes stations de

prélèvement 85
Tableau XXV : teneurs (en ppm) des métaux lourds dans les sédiments superficiels de la

frange littorale étudiée 89
Tableau XXVI : teneurs (en ppm) de Pb, Cd, Zn et Cu dans les sédiments superficiels de

quelques secteurs du golfe de Tunis ...91
Tableau XXVII : teneurs en Pb, Zn, Cu, Ni et Co dans les sédiments superficiels au large du

golfe de Tunis 92
Tableau XXVIII : teneur moyenne des métaux (en ppm) dans les sédiments marins (Sherrine

in Chabert, 1979) 92
Tableau XXIX : seuil de contamination et de pollution des sédiments marins (Chabert,

1979) ..92
Tableau XXX : teneurs (en ppm) des éléments traces chez le Donax trunculus dans les

différentes stations du secteur d'étude ..100
Tableau XXXI : normes internationales (en ppm) des métaux lourds pour le contrôle de la

consommation et commercialisation des produits marins 102
Tableau XXXII : distribution spatiale de la biocénose dans le secteur d'étude pendant

l'automne 2005 .106
Tableau XXXIII : distribution spatiale de la biocénose dans le secteur d'étude pendant l'hiver

2006 .108
Tableau XXXIV : distribution spatiale de la biocénose dans le secteur d'étude pendant le

Tableau XXXV : distribution spatiale de la biocénose dans le secteur d'étude pendant l'été

Liste des figures

Figure.2. Circulation des courants généraux dans le golfe de Tunis et l'emplacement préférentiel des

Figure.4. Localisation des différentes sources de pollution dans le golfe de Tunis (Ben Charrada,

Figure.13. Histogrammes représentants les variations mensuelles des températures moyennes, minimales

Figure.16. Histogrammes représentants les variations mensuelles de l'humidité relative minimale,

Figure.17. Variations mensuelles de la vitesse du vent en m/s de août 2005 à avril 2006 ..43

Figure.18. Fluctuations saisonnières de la température (°C) de l'eau dans les différentes stations 45

Figure.19. Fluctuations saisonnières du pH de l'eau dans les différentes stations étudiées 47

Figure.20. Fluctuations saisonnières de la conductivité en mS/cm au niveau des stations étudiées 49

Figure.21. Fluctuations saisonnières de la teneur en oxygène dissous (mg/l) dans les stations

étudiées .51
Figure.22. Fluctuations saisonnières de la saturation en oxygène dissous (%) dans les stations

Figure.23. Fluctuations saisonnières de la salinité e g/l dans les stations étudiées 54

Figure.24. Fluctuations saisonnières de la concentration de l'eau en nitrites au niveau des stations

étudiées 57
Figure.25. Fluctuations saisonnières de la concentration de l'eau en nitrates au niveau des stations

étudiées 59
Figure.26. Fluctuations saisonnières de la concentration de l'eau en azote ammoniacal au niveau des

Figure.28. Fluctuations saisonnières de la concentration de l'eau en phosphore inorganique au niveau des

stations étudiées ..64
Figure.29. Histogrammes de fréquences représentants la répartition spatiale des concentrations moyennes

Figure.47. Histogrammes de fréquences représentants le taux moyen des minéraux dans les différentes

stations de prélèvement .86
Figure.48. Histogrammes de fréquences des teneurs en Pb (en ppm) dans les sédiments des stations

Figure.49. Histogrammes de fréquences des teneurs en Cu (en ppm) dans les sédiments des stations

étudiées 93
Figure.50. Histogrammes de fréquences des teneurs en Zn (en ppm) dans les sédiments des stations

étudiées 94
Figure.51. Histogrammes de fréquences des teneurs en Mn (en ppm) dans les sédiments des stations

étudiées 96
Figure.52. Histogrammes de fréquences des teneurs en Cr (en ppm) dans les sédiments des stations

étudiées 97
Figure.53. Histogrammes de fréquences des teneurs en Ni (en ppm) dans les sédiments des stations

étudiées 98
Figure.54. Histogrammes de fréquences des teneurs en Mn (en ppm) chez le bivalve Donax trunculus

prélevé dans les stations étudiées 101
Figure.55. Histogrammes de fréquences des teneurs en Pb (en ppm) chez le bivalve Donax trunculus

Introduction

L'étude de l'équilibre du littoral du golfe de Tunis, dans son terme général, a été abordé à plusieurs reprises auparavant par Cohen (1955), Castany (1962) et Jauzein et al., (1975). Ces études ont été approfondies par Paskoff et Sanlaville (1980) et Kouki (1984). Après aménagement du golfe de Tunis par l'installation des ouvrages de protections côtières, d'autres recherches plus récentes ont été réalisées par El Arrim (1996), Ben Charrada (1997) et Zeggaf-Tahri (1999).

Les changements climatiques, la mise en place des ouvrages de protection et l'augmentation du flux des rejets urbains dans le golfe de Tunis suite à la croissance des agglomérations urbaines et le développement industriel dans la banlieue Sud, font que le littoral du petit golfe de Tunis est entrain d'évoluer dans le temps et dans l'espace.

Les travaux relatifs à la macrofaune benthique des côtes tunisiennes sont en général rares, fragmentaires s'intéressant, pour la plupart des cas, à l'étude d'une seule espèce ou d'un seul groupe taxonomique (Ayari et Afli, 2003). Une revue des principaux travaux relatifs en thèmes de recherche entrepris jusqu'à aujourd'hui pourra confirmer le manque d'études écosystémiques complètes sur le benthos et inciter à explorer ces écosystèmes benthiques mal connus.

Tous ces aspects portent à croire qu'une étude sédimentologique et écologique dans la baie de Tunis se révèle nécessaire.

La présente étude vise à étudier l'évolution de la frange littorale Sud-Est du petit golfe de Tunis, les conséquences des données climatiques et notamment l'action anthropique sur la géomorphologie du littoral. Cette approche est accompagnée par un suivi à l'échelle spatiale et temporelle des paramètres physico-chimiques et de la biocénose existante.

? la détermination et les suivies de l'évolution saisonnière et spatiale des paramètres physico-chimiques des eaux dans le milieu ;

? l'analyse sédimentologique (granulométrie et minéralogie) des sédiments superficiels du secteur d'étude ;

> la détermination de l'impact de la formation des alvéoles entre les brise-lames sur la qualité physico-chimique des eaux d'une part, et les caractéristiques sédimentologiques et géochimiques des sédiments d'autre part ;

> l'évaluation de l'impact de la mise en place des ouvrages de protection sur la structure de la biocénose dans la frange littorale étudiée après les aménagements, et établir un inventaire de la faune et de la flore benthique existante ;

> la détermination des impacts du flux des rejets fluviaux et lagunaires sur l' écosystème du littoral Sud-Est de la baie de Tunis.

> le premier chapitre est consacré à la présentation générale du golfe de Tunis et du secteur d'étude ;

> le deuxième chapitre est consacré à la localisation des sites d'échantillonnages et les méthodes analytiques utilisées ;

> le troisième chapitre est consacré à l'interprétation et à la discussion des résultats.

CHAPITRE I

CHAPITRE I : Cadre géographique et conditions climatiques et hydrologiques

I. Milieu d'étude

I.1.Présentation générale du golfe de Tunis

I1.1.1. Position géographique :

Le golfe de Tunis est situé à la pointe nord-est de l'Afrique du nord. Il possède la forme d'une baie largement ouverte vers le nord, sur la mer méditerranée où il occupe une position privilégiée entre ses deux bassins occidental et oriental (Ben kheder Dhaoui ,2001).

Le golfe de Tunis s'étend entre 10°15' et 10°37' de longitude Est et entre 36°44' et 37° de latitude Nord, au Nord Ouest du seuil siculo-tunisien (El Arrim, 1996).

Il est limité par la radiale reliant la pointe de Ghar El Melh à la pointe du Cap Bon et au littoral. Il s'étend approximativement sur une surface de 1500 km² (Ben Charrada, 1997) et communique avec le complexe lagunaire formé par les lacs Nord et Sud au niveau de la côte Ouest.

Le Petit Golfe de Tunis est le littoral qui s'étend de la colline de Sidi Bou Saïd à l'ouest jusqu'à Jbel Korbous à l'Est délimitant une forme en fer à cheval Ouest - Nord Est (Kouki, 1984). Il présente une bathymétrie évoluant jusqu'à -20m.

La baie de Tunis (petit Golfe) est située en face de la ville de Tunis et sa surface est de l'ordre de 350 km².

L'environnement géographique correspond à une alternance de collines et de plaines drainées par des oueds dont seul l'oued Méliane à un débit notable (Kouki, 1984).

Les plages du golfe de Tunis sont en majorité sableuse séparées par des pointes rocheuses (El Arrim, 1996).

I.1.2.Paramètres climatiques :

I.1.2.1. Les vents :

Par sa durée, sa vitesse et sa direction, le vent joue un rôle primordial dans l'évolution géomorphologique du littoral (El Arrim, 1996). Il est générateur de la houle et de certains courants. Son action se fait sentir uniquement sur les côtes sableuses, dans les zones où le sable est sec (Sliti, 1984).

Selon Ben Charrada (1997), les vents dominants viennent du secteur Nord-Ouest avec des vitesses moyennes de l'ordre de 5 à 8 m/s. Les vents les plus forts soufflent jusqu'à plus de 9 à 17 m/s.

- les vents à la côte, se présentant avec deux directions, Ouest à Nord-Ouest pour les vents dominants, Est à Nord-Est pour les vents moins importants ;

- les vents du large surtout du secteur Nord-Ouest et Ouest. Ils sont les plus fréquents et les plus puissants.

Ben Charrada (1997) met en évidence des variations saisonnières et journalières du vent. Au printemps, les vents dominants soufflent du cadrant Nord-Ouest. En été, ils virent vers le secteur Sud-Est. L'automne et l'hiver sont caractérisés par des changements affectant le régime du vent.

A l'échelle journalière, le vent varie généralement entre le jour et la nuit. Cet auteur signale qu'une période de vent calme est enregistrée, le plus souvent, entre minuit et le lever

du soleil. L'heure du réveil du vent est environ 2 à 3 heures après le lever du soleil. Les vents les plus violents de la période hivernale (secteur Nord-Ouest) commencent à souffler généralement le matin alors que les vents relativement forts d'été (secteur Sud-Est) commencent au cours de la deuxième moitié de la journée.

I.1.2.2. L'évaporation :

Elle est favorisée par l'insolation, la chaleur élevée et les vents. L'évaporation est par contre contrariée par l'humidité relative de l'air (Ben Kheder, 2001). Les taux d'évaporation les plus élevés sont enregistrés durant la période estivale (Juin, Juillet, et Août) (El Arrim, 1996).

I.1.2.3. Les températures :

La Tunisie par sa position entre le Sahara et l'Europe est soumise à l'influence d'un climat tempéré intermédiaire.

Dans le golfe de Tunis, la température moyenne annuelle enregistrée pour la période allant de 1975 à 1995 fût comprise entre 17,8°C et 20,9°C (El Arrim, 1996).

La moyenne des minima se situe en Janvier vers 10°C ; la moyenne des maxima se situe en Juillet-Août avec 26°C.

Ces températures peuvent atteindre un maximum absolu de 48°C surtout lorsque s'établit le sirocco (Kouki, 1984).

I.1.2.4. Les précipitations :

Le golfe de Tunis se situe d'après Ben Charrada (1997) entre le climat sub-humide et semi -aride à nuance maritime.

Le régime pluviométrique est irrégulier et change d'une année à l'autre. Dans le golfe de Tunis, la pluviométrie moyenne annuelle, pour la période allant de 1975 à 1995 est comprise entre 276 mm et 765 mm.

L'extrême nord du Cap Bon est souvent bien arrosé. Du côté sud du Golfe, la pluviométrie diminue entre Korbus jusqu' à la banlieux nord de Tunis et elle augmente légèrement du côté nord de Sidi Ali El Mekki.

Dans la partie Nord de la plaine de Soliman, la pluviométrie atteint 600mm à cause de l'influence orographique du Djebel Korbous qui provoque la condensation sur les pentes tournés vers les vents dominants du nord et nord ouest.

Les pluviométries maximales jouent un grand rôle dans l'évolution morphologique actuelle, car l'érosion est associée à la saison pluvieuse. C'est en automne et en hiver que l'érosion maximale se fait sentir (Kouki, 1984).

I.1.3. Paramètres hydrodynamiques :

Les principaux facteurs hydrodynamiques qui interviennent dans la dynamique littorale et dans les mécanismes de la sédimentation sont la houle, la marée et les courants associés (El Arrim, 1996).

I.1.3.1. La houle :

Les houles principales, selon Zeggaf-Tahri (1993) sont celles de direction Nord- Nord Est à Nord-Est. Elles se heurtent violament contre la côte ouest induisant une dérive littorale généralement de direction Nord Est. Par contre le long de la côte Sud (de l'oued Méliane à Soliman) les houles n'ont pratiquement aucun effet (Kouki, 1984). Les directions les plus fréquentes et les houles les plus puissantes sont celles de secteurs Nord à Ouest et Nord à Est, les seuls qui peuvent atteindre le fond et les côtes du petit Golfe de Tunis. Ces houles, avec un angle de 10° en moyenne, induisant une dérive littorale plus ou moins intense selon la direction des houles et des plages.

I.1.3.2. La marée :

Ben Charrada (1997) indique que le niveau moyen de la mer dans le Golfe de Tunis dépend de la saison et du vent.

Des mesures réalisées par cet auteur montrent que les niveaux marins moyens les plus élevées coïncident avec les vents très forts de direction nord-ouest et que les niveaux moyens les plus bas coïncident avec les vents très forts de direction nord-ouest et que les niveaux moyens les plus bas coïncident avec les vents de direction nord est - sud ouest.

El Arrim (1996) signale que l'amplitude de la marée est généralement de l'ordre de 30cm ; elle ne change qu'au niveau de Chebba prés de Mahdia pour atteindre un maximum de 2m dans le golfe de Gabés.

Selon Zeggaf-Tahri (1993), en méditerranée, les marées sont faibles et sont généralement faibles sur les côtes Nord Est de la Tunisie, jusqu'à Chebba avec une amplitude faible qui dépasse rarement 40 ou 50 cm. De plus, au sud cette amplitude croit pour atteindre 2,45 m à Gabès.

Le marnage dans le golfe de Tunis varie de 0,2 à 0, 3 m (Ben Charrada, 1997). Il est de 0,24 m en vives eaux et 0,12 m en mortes eaux.

Selon Kouki (1984), la marée est très faible et possède les caractéristiques suivantes :

1.3.3. Les courants :

D'après Kouki (1984) et El Arrim (1996), la circulation générale des courants dans le golfe

de Tunis est tributaire, en partie, des caractères hydrologiques de la méditerranée. En effet,

- une branche qui vient contourner la côte Ouest et se dirige vers le sud, ce qui peut

bloquer les eaux et provoquer des courants giratoires. Ce phénomène est bien marqué et

A l'approche du djebel Korbous, elle est déviée vers le sud (Fig.2), avant de se diriger vers

Fig. 2- Circulation des courants généraux dans le golfe de Tunis et l'emplacement
préférentiel des dépôts (Added et al., 2003 modifiée)

Ils sont parallèles au littorale et concernent les eaux superficielles (Zeggaf-Tahri, 1993). Ces courants sont le résultat du brassage de la surface de la mer par les vents marins ou terrestres.

Kouki (1984) indique que ces courants, sont faibles. Leur vitesse est de l'ordre de 15 à 20 cm/sec, généralement en liaison directe avec le sens du vent.

D'une part, à la houle Nord à Ouest, les courants littoraux se dirigent à l'Est à partir du Nord d'Ezzahra, avec une vitesse faible. D'autre part, sous l'impulsion de la houle Nord à Est où le courant, animé d'une plus forte accélération, se dirige à l'Ouest vers la Goulette.

I.1.4. Réseau hydrographique :

Le régime hydrologique du Golfe de Tunis est contrôlé principalement par le réseau éxoreïque le plus important de la Tunisie : les oueds Medjerda et Méliane.

Deux autres Oueds de moindre importance, Oued Soltane et oued Bezirk, viennent aussi se jeter dans le Golfe (Fig. 3).

La Medjerda débouche dans une plaine alluviale, extrêmement plate, avant de se jeter dans le Golfe de Tunis entre Cap Farina et Cap Gammarth (El Arrim, 1996). Le régime hydrologique de la Medjerda, la topographie de son réseau hydrographique ainsi que la morphologie de la basse vallée sont de nature à favoriser l'expansion des crues et à prolonger la durée de stagnation des eaux.

Oued Méliane est le principal cour d'eau qui alimente le petit Golfe de Tunis. Il draine un bassin versant de 2200Km². Il prend sa source dans le massif de Bargou et débouche entre Radès et Ezzahra (Zeggaf-Tahri, 1999). Les formations traversées par ce cour d'eau sont, pour l'essentiel, des marnes et des calcaires du crétacé et de l'éocène. Sa longueur est de 160 Km et son débit annuel est en moyenne de 50 millions de m³ d'eau.

L'oued Soltane, parmi les nombreux cours d'eau qui traversent la plaine de Soliman, est le seul qui a un débit assez important et qui débouche dans le petit Golfe de Tunis. La surface de son bassin est de 100 km² (Zeggaf-Tahri, 1999).

L'Oued Bezirk est situé entre les collines de Soliman et Aïn Oktor. Il a un bassin versant de 84 km² et deux affluents l'Oued Houass et l'Oued Mellouka.

I.1.5. Les sources de pollution dans le golfe de Tunis :

I.1.5.1 Etat de la côte du golfe :

Le Golfe de Tunis, situé au nord de la Tunisie et d'une superficie totale d'environ 1500 km², est largement ouvert sur la Mer Méditerranée. Il représente l'exutoire naturel des oueds Medjerda et Méliane. Depuis quelques années, on assistait à une croissance continue de l'urbanisation sur les côtes du Golfe. Cette évolution démographique a entraîné un développement urbain, touristique et industriel intense sur les zones côtières du Golfe et par suite une augmentation des flux urbains (Fig. 4).

Cinq stations d'épuration ont été installées dans le grand Tunis et déversent la plupart de leurs effluents dans le milieu marin. Une altération du milieu écologique s'observe par l'éradication progressive des herbiers de posidonies accompagnée de la prolifération d'algues nitrophiles côtières (Boussoufa, 2005).

Les investigations de terrain et les travaux de recherche de l'école nationale des ingénieurs de Tunis ont montré deux phénomènes importants à souligner :

- les échanges entre le petit golfe et le large sont importants et permanents, et ne sont entravées que par le vent d'Est.

- dans les zones littorales, les paramètres écologiques (azote, phosphore, chlorophylle a..) présentent une tendance à l'accroissement. Leurs concentrations actuelles restent, néanmoins, en deçà des limites de l'eutrophisation (Boussoufa, 2005).

I.1.5.2. Les principales sources de pollution :

A. Les Oueds :

En période de crues, les oueds drainent les eaux pluviales chargées de matières solides et

des eaux usées issues des agglomérations situées dans leurs bassins versants :

Les eaux de cet Oued sont de bonne qualité mais les agglomérations riveraines, dépourvues

de station d'épuration, constituent une source de pollution. Aussi la zone industrielle

d'Utique située dans la basse vallée de la Mejerda, comprend un certain nombre d'unités

industrielles qui participent à l'altération des eaux du Golfe (Boussoufa, 2005).

- le déversement des eaux industrielles agro-alimentaires (Ben Charrada, 1997).

Il se déverse dans la baie à proximité de Sidi Errais et draine environ 24 millions de m3 d'eau pluviale par an.

Le canal Khlij : Il se déverse à proximité de Raoued et véhicule les eaux épurées des stations de Charguia (60000 m³ / jour), de Gammarth (16000 m³ /jour) et de Choutrana (44000 m3 / jour). Ces stations d'épuration traitent la majorité des eaux usées du grand Tunis (Tunis ville, Tunis Nord et Tunis ouest).

L'oued Méliane : Les eaux épurées des stations de Sud Méliane (8000 m³ / jour) et de l'étang de Radés (700 m³ /jour), des eaux urbaines brutes (3000 m³ / jour) et des eaux industrielles non traitées transitent dans cet oued (Ben Charrada, 1997).

L'Oued Soltane : Il déverse les eaux urbaines des agglomérations riveraines indirectement dans la baie par l'intermédiaire de la lagune de Soliman.

Le canal périphérique du lac nord de Tunis : ce canal a été construit pour drainer les eaux pluviales de Tunis vers le port de Tunis. La quantité totale déversée dans le port dépend de l'intensité des crues hivernales.

Notons aussi que l'absence de stations d'épuration dans quelques régions de la côte Est du Golfe de Tunis (El Haouraia, Korbous, et Sidi Daoud) et le déversement direct des eaux usées brutes en mer contribuent à la contamination potentielle des eaux littorales du Golfe.

Les rejets thermiques ont des effets néfastes sur la qualité des eaux du golfe de Tunis ainsi que sur l'équilibre écologique des écosystèmes côtiers.

- La central électrique de la Goulette : elle pompe ses eaux de refroidissement dans le canal de navigation et les rejette dans le lac Nord de Tunis.

- La central électrique de Radès : c'est la plus importante en Tunisie ; elle pompe ses eaux de refroidissement dans le canal de navigation et les rejette directement dans la baie de Tunis prés du débouché du canal de Radès.

Les rejets de la centrale dans la baie est de l'ordre de 1.3 millions m³ /jour.

- Eaux thermales de Korbous : elles sont utilisées soit pour des fins thérapeutiques puis rejetées dans la mer, soit directement rejetées en mer.

Fig. 4- Localisation des différentes sources de pollution dans le golfe
(Ben Charrada, 1997)

II. Présentation du secteur d'étude :

II.1 Cadre général :

Notre secteur d'étude comprend la partie Sud-Est du petit golfe de Tunis ; il est situé sur la frange littorale allant de Hammam lif à la Sebkha de Soliman (Fig. 5). L'échantillonnage s'est fait dans la partie supérieure de l'étage infralittoral accessible à pied et à la nage.

Vu la faible tranche d'eau, le milieu est soumis à des variations très importantes des facteurs écologiques et des paramètres physicochimiques.

Le principal oued de la région est l'oued Soltane qui a un débit faible (0,3 million T/ an). Cependant, l'influence de l'Oued Méliane (1,1 million T/ an) se fait sentir dans le secteur à travers le transit sédimentaire marin (El Arrim, 1996). D'autre part, la sebkha de Soliman (ou sebkhet el Maleh) est la principale zone humide ; elle draine les eaux pluviales du bassin versant de l'oued El Bey dont la superficie est d'environ 460 km² et est alimentée aussi par les rejets de la STEP de Soliman. L'eau marine ne peut y pénétrer qu'en périodes de fortes

tempêtes accompagnées essentiellement de posidonies, favorisant la formation de vase noire à odeur fétide (Kouki, 1984).

II.2. Recensement et caractéristiques des aménagements côtiers de la frange du littoral étudié :

Comme partout dans le monde, les côtes tunisiennes s'amenuisent. Un grand nombre de nos belles plages ont fini par voir leur superficie se réduire, d'autres sont en phase érosive avancée (Oueslati, 1993).

Les plages du petit golfe de Tunis s'avéraient les plus vulnérables et les plus touchées par l'érosion marine (recul moyen de 1,5 m/an, d'après L.C.H.F., 1981). Le programme de protection et de réhabilitation préconisée a commencé au lendemain des tempêtes de janvier de 1981. Ainsi entre 1985 et 1989, dix neuf brises lames (type talus) ont été construits de Radès à Soliman, ainsi que mille sept cent mètres de protections longitudinales (Zeggaf-Tahri, 1999).

On va se contenter d'énumérer les ouvrages de protection mis en place dans notre secteur d'étude :

- Hammam-lif : construction entre 1985 et 1986 d'une batterie de huit brise-lames (HL1 à HL8) de longueurs allant de 100 à 185 m. Une côte de 1500 m se trouve alors protégée (Fig. 6).

Une alimentation des plages a été effectuée après la mise en place de ces ouvrages pour stimuler leur fonctionnement.

- Hammam plage : mise en place d'une seule brise-lame (HP) d'une longueur de 100 m. Cet ouvrage est associé à une protection longitudinale en enrochement d'environ 520 m de long (Fig. 6). L'accumulation de sables derrière cette brise-lame est importante ; en effet le tombolo est assez large.

La plage est par contre quasiment inexistante devant les murs d'enrochement des deux côtés du brise-lame.

- Solimar plage : deux brise-lames (SP1 et SP2) de longueur 130 m ont été conçus pour la protection de l'hôtel Solimar plage (Fig. 6). Ces dernières ont conduit à la formation de deux tombolos assez larges dus à une accumulation relativement importante de sable derrière ces ouvrages accompagnés d'une alimentation artificielle effectuée après la construction.

- Soliman plage : on distingue deux groupes de brise-lames à l'Ouest de la corniche (S1 à S3) et à l'Est (S4 et S5). Ils ont été construits entre 1989 et 1990.

Les brise-lames S1, S2 et S3 sont implantés trop près de la côte et ne sont presque pas espacés, par conséquent les alvéoles qui se sont formés se trouvent complètement fermés (Fig. 6).

Les brise-lames S4 et S5 sont implantés trop loin de la côte. Ainsi l'accumulation sédimentaire derrière ces brise-lames est faible ou presque inexistante.

Aucun rechargement n'a été effectué depuis la réalisation de ce système de protection (Zeggaf-Tahri, 1999).

Fig. 6- Carte de localisation des ouvrages de protection dans la frange littorale comprise entre Hammam lif et Soliman plage

Fiche I : Données relatives aux ouvrages et leur impact sur la dynamique sédimentaire au niveau des plages de Hammam lif et Hammam plage (Zeggaf-Tahri, 1999) :

Ouvrage de protection	A Hammam lif présence d'une batterie de brise-lames entre 1985 et 1986. A Hammam plage présence d'un seul brise-lame HP1 réalisé en 1987.
Nature des sédiments aux alentours des ouvrages	Au large on a des sables vaseux de (1 à 15%) à -6 et -7 m de profondeur. Sables fins à moyens avec fraction fine de 1 à 2,15%.
Diamètre moyen des sables	2,3 à 2,78Ô entre Hammam lif et Hammam plage.
Engraissement (localisation)	* Accumulation excessive des sables à Hammam lif avec disparition des espaces entre les brise-lames. * Tombolo et sédimentation satisfaisant s derrière le brise-lame de Hammam plage
Engraissement (quantification)	* Accumulation de 20000 à 50000 m³/an de sables entre 1986 et 1992 à l'arrière des brise-lames de Hammam lif. * Accumulation de 15000 m³/an entre 1986 et 1992 à l'arrière de HP1
Erosion (localisation)	Quelques érosions locales devant les brise-lame de Hammal lif. Erosion face aux enrochements à Hammam plage, absence de plages surtout à l'ouest du brise-lame HP1.
Erosion (quantification)	Erosion antérieure aux aménagements (1950 à 1980) de 100000 à 150000 m³/an.
Transit (sens)	Est vers l'Ouest
Transit (quantification)	* 15000 à 20000 m³/an. (H.P.) * 10000 m³/an (Arrim et Gueddari)
Apports terrigènes	Apports continentaux de l'oued Méliane, Soltane et Bézikh. * 3,8 millions de tonnes (avant construction des barrages) * 1,46 millions de tonnes (après construction des barrages)
Localisation d'herbiers (au large alentour et au alentour)	A Hammam lif et Hammam plage peu d'herbiers qui commencent à apparaître vers l'Est
Remarques sur le fonctionnement	* Hyperfonctionnement à Hammam lif pour ses huit brise-lames. * Fonctionnement satisfaisant pour la brise-l lames solitaire de Hammam plage

Fiche II : Données relatives aux ouvrages et leurs impacts sur la dynamique sédimentaire au niveau des plages de Solimar et Soliman (Zeggaf-Tahri, 1999) :

CHAPITRE II : MATERIEL ET METHODES

I. Stratégie et sites de prélèvement :

Les échantillons sont prélevés au niveau de la frange supérieure de l'étage infralittoral accessible à pieds ou à la nage (jusqu'à 2m de profondeur).

On a utilisé le GPS pour le positionnement des stations de prélèvements des échantillons (Tableau I).

II. Physico-chimie des eaux :

Les paramètres physico-chimiques ont été mesurés dans chaque station in situ à 20 et 40cm de la surface de l'eau selon deux radiales (Fig.7).

On a effectué quatre compagnes de prélèvement (automne 2005, hiver, printemps et été 2006).

La démarche sur le terrain comprenait en fait 3 étapes : tout d'abord nous observions le site en notant ses caractéristiques générales, ensuite nous procédions à l'échantillonnage et enfin nous réalisons plusieurs mesures in situ. Certaines mesures ont été réalisées au laboratoire.

II.1. La température de l'eau :

La température est l'une des caractéristiques les plus importantes de l'eau. Elle intervient sur plusieurs paramètres tels que la densité, la dissolution des gaz, la cinétique des réactions chimiques ainsi que le déroulement des cycles biologiques des organismes (Farhat, 2001)

Dans le cadre de notre étude les mesures de la température de l'eau ont été effectuées par une sonde reliée à un multiparamètre (multi 340i/ set WTW).

II.2. Le pH :

Il exprime le degré d'acidité des eaux. En effet, le pH marin est voisin de 8.2 et tout apport continental se traduit par la modification de sa valeur normale. La mesure est effectuée à l'aide d'un multiparamètre (multi340i/set WTW) ainsi qu'un pH- mètre du type ORION qui possède une compensation automatique de la température et il est étalonné par des solutions tampon de pH 4 et 7.

Le pH dépend de la température et de la teneur en CO2 dissous. Or cette dernière varie rapidement dans l'échantillon, c'est pourquoi on a privilégié la mesure in situ.

II.3. La conductivité électrique :

C'est la conductance d'une colonne d'eau comprise entre deux électrodes métalliques. Sa mesure permet d'évaluer rapidement mais approximativement la minéralisation globale de l'eau (Rodier, 1984).

La conductivité est la propriété d'une substance à transmettre le courant électrique ; ainsi plus elle contiendrait d'éléments chargés, plus la conductivité sera élevée. Celle-ci nous permettra de suivre l'évolution des éléments majoritaires : HCO^-₃ et Ca²⁺ (Klein, 2004).

Dans notre étude ont a utilisé un multiparamètre conductimètre-salinomètre du type (multi340i/set WTW). La conductivité varie avec la température mais cet appareil comporte une compensation automatique de la température.

II.4. L'oxygène dissous :

Dans notre étude on a utilisé un multiparamètre oxymètre portatif du type WTW. L'appareil nous donne la teneur de l'oxygène dissous en %.

II.5. La salinité :

On a mesuré la salinité in situ à l'aide d'un conductimètre-salinomètre (multi340i/set WTW) qui donne une valeur en %o ou en g/l. Cet appareil est préalablement étalonné par l'eau de mer standard de salinité égale à 35%o et la valeur est donnée en %o. Cette mesure reflète la portion des sels dissous dans un kg d'eau de mer.

II.6. Les sels nutritifs :

Dans l'eau de mer, le cycle de l'azote est tributaire des mécanismes suivants :

L'azote de sels nutritifs (NH4 +, NO2 -, NO3^-) est assimilé par les plantes, les algues benthiques et le phytoplancton, puis transformé en matière organique servant en grande partie de nourriture au zooplancton et aux poissons.

Mais l'azote organique repasse à l'état minéral (minéralisation des déchets organiques) sous l'effet d'enzymes secrétées par l'appareil digestif des animaux et surtout par la biodégradation bactérienne.

L'ammonification correspond à la dégradation des substances azotées jusqu'au stade de l'azote ammoniacal. Elle est due à un nombre considérable de micro-organismes, en particulier les bactéries et les champignons.

La nitrification correspond à l'oxydation de l'azote ammoniacal qui aboutit à la formation des NO2^- puis des NO3 - . Elle est assurée par des bactéries nitrificatrices, principalement du genre Nitrobacter (Zeggaf-Tahri, 1993).

II.6.1. Stratégie de prélèvement :

Le prélèvement de l'eau a été effectué à une profondeur de 30 cm (Fig) à l'aide de bouteilles opaques et conservées au froid. En effet, il faut veiller à empêcher toute contamination ou perte par absorption. Il faut également tenir compte de la force ionique de

l'eau de mer qui est nettement plus élevées que celle de la plupart des eaux naturelles. Il faut aussi éviter le risque d'interaction entre l'échantillon et le récipient.

Une fois l'échantillonnage réalisé et les mesures in situ effectuées, les échantillons sont analysés au laboratoire. En premier lieu, nous réalisons la filtration des eaux par l'intermédiaire d'un système de filtre (pompe), ensuite nous effectuons les différentes manipulations pour le dosage.

II.6.2. Analyses réalisées au laboratoire :

A. Matériels :

L'analyse automatique colorimétrique du dosage des sels nutritifs dans l'eau de mer est très souvent employée aujourd'hui. Quatre analyses indépendantes ont été effectuées par auto-analyseur : le dosage des nitrites, nitrates, phosphates inorganique et de l'ammonium. La chaîne d'analyses permet une analyse rapide et précise de ces nutriments. Les teneurs ont été déterminées sur une machine Bran-Luebbe Autoanalyseur 3.

Chaque élément nutritif est dosé d'une manière différente, la méthode reste néanmoins similaire. Il s'agit d'utiliser la colorimétrie pour déterminer le dosage de chaque constituant. Les échantillons sont prélevés dans des godets plastiques de 4,5 ml, lavés auparavant par l'eau distillée. Le rythme de prélèvement varie selon le type d'analyse et chaque prélèvement est suivi d'un rinçage. Tout d'abord un échantillon est prélevé dans un compact simple. Il est ensuite pompé péristatiquement jusqu'à la cassette analytique où des réactifs appropriés sont introduits.

L'échantillon aboutit dans une cellule colorimétrique où, en mesurant l'absorbance de longueurs d'ondes précises, on peut déterminer la concentration d'éléments présents dans un échantillon. En amont du passage des échantillons, des solutions standard sont prélevées afin de déterminer une courbe d'étalonnage. Selon Treguer et al (1975), il n y a aucune différence significative entre les résultats obtenues de manière traditionnelle et ceux de l'autoanalyseur (Lorenzen, 1967). Pour les échantillons très chargés en nutriments, on a eu recours à l'usage d'un spectrophotomètre UV-visible de marque « JENWAY 6400-6405 » et couvrant un spectre lumineux allant de 200 nm à 1100 nm de longueur d'onde. Cet appareil a été aussi utilisé pour le dosage de l'azote total et le phosphore total. (Amniot A. et M. Chaussepied, 1983 ; Rodier J., 1975).

B. Méthodes d'analyses :

La réduction des nitrates en nitrites suivie par le dosage colorimétrique des nitrites obtenus est la méthode choisie pour la mesure des faibles concentrations de nitrates présents dans l'eau de mer. Les nitrates sont réduits en nitrites par passage sur une colonne cadmium cuivre avec des rendements stables et élevés (Wood et al., 1967). Les nitrites sont ensuite déterminés colorimétriquement, selon la technique décrite par Strickland et Parsons (1968), exposée précédemment. En plus des deux réactifs précités, on a utilisé les réactifs suivants :

On trouve l'ammonium en très faible concentration dans le milieu marin, et le dosage de ce constituant s'avère donc toujours délicat. La méthode de Koroleff, basée sur la formation du bleu d'indophénol, a été mise en oeuvre.

Le principe du dosage est basé sur le fait qu'en milieu alcalin (8 < pH < 11,5), l'ammonium dissous réagit sur l'hypochlorite pour former une monochloramine. En mettant ce composé dans un environnement avec excès d'hypochlorite (milieu oxydant) et en présence de phénol, il y aura formation d'un bleu d'endophénol. En vue d'accélérer cette réaction (à 20°C elle demande 7 heures) on chauffe le milieu à 80°C. L'ammonium est ensuite dosé colorimétriquement. La longueur d'onde observée dans la cellule colorimétrique est de 640 nm. A cet effet, on a utilisé les réactifs suivants :

Le principe de la détermination de l'azote total revient aux analyses par spectrophotomètre UV-Visible modèle 6405. L'absorbance des échantillons est mesurée à 545 nm. L'azote est présent dans l'eau sous forme organique (composés azotés) et sous forme minéralisée. La méthode suivie consiste à oxyder les composés azotés présents dans l'eau (sous forme de nitrates) dans un autoclave. Ceci se fait à l'aide d'une solution alcaline de persulfate. L'azote minéral ainsi minéralisé se présente en nitrates et nitrites. Les nitrates sont ensuite réduits en nitrites (par colonne de cadmium) et dosés par la méthode décrite précédemment. Les réactifs utilisés sont les suivants :

La méthode de la détermination du phosphore total est analogue à celle de l'azote total. Le dosage consiste à minéraliser en milieu oxydant tous les composés phosphorés organiques. Ceci se fait en utilisant l'autoclave et de la poudre de K2S2O8.

Le phosphore total minéralisé est ensuite dosé dans un spectrophotomètre en observant les longueurs d'ondes de 881 nm, suivant la méthode utilisée pour le phosphore minéral. Les créatifs utilisés sont :

III. La chlorophylle a et la phéophytine :

Les produits de la dégradation des chlorophylles en particulier la phéophytine peuvent constituer une partie importante des pigments verts présents dans l'eau de mer : en effet, des deux voies de dégradation de chlorophylle, celle conduisant à la phéophytine est prépondérante.

La phéophytine interfère dans la détermination de la chlorophylle car elle absorbe dans la même région du spectre que celle-ci.

La chlorophylle a est facilement et rapidement transformée en phéophytine par acidification, ce qui entraîne une diminution de l'absorption alors qu'aucune modification n'intervient pour phéophytine acidifiée. La différence d'absorbance permet donc de déterminer la teneur en chlorophylle a.

Effectuer la concentration de l'échantillon et extraire comme dans le dosage de la chlorophylle.

Effectuer en cuve de 10 cm les mesures d'absorbance aux longueurs d'onde de 750 et 665 nm. Ajouter 2 gouttes de solution d'acide chlorhydrique N dans la cuve, agiter, attendre 6 minutes puis effectuer à nouveau les mesures d'absorbance à 750 et 665 nm.

IV. Granulométrie des sédiments superficiels et leur nature minéralogique :

IV.1. Granulométrie des sédiments superficiels :

D'après (Ben kheder, 2001), la granulométrie permet de définir les différentes dimensions des grains et leurs fréquences dans le sable.

Cette analyse granulométrique permet de préciser l'origine des dépôts superficiels du littoral du golfe de Tunis et d'identifier les principaux mécanismes de leur mise en place (El Arrim, 1996).

L'échantillonnage du sédiment au niveau de chaque station (Fig) a été effectué selon des radiales perpendiculaires à la ligne des côtes dans des profondeurs différentes (10, 50, 100, 150 cm). Les échantillons sont passés à l'étuve (60°C) pendant 3jours, puis tamisés à l'aide d'une série de tamis AFNOR.

Le pourcentage de la fraction grossière est représentée par les grains ayant un diamètre supérieur à 63um et la fraction fine par les particules de diamètre inférieur à 63um, le type de faciès sédimentaire a été dégagé en fonction du pourcentage relatif de chaque fraction.

Le tamisage est effectué manuellement. Le refus de chaque tamis est récupéré puis pesé afin d'établir des graphiques appropriés et de déterminer des indices granulométriques pour caractériser les sédiments du secteur étudié.

Les histogrammes de fréquences permettent en premier lieu de donner une idée sur l'importance des différentes classes granulométriques.

Puis les courbes granulométriques sont tracées sur un plan semi-logarithmique selon le principe des fréquences cumulées.

Les résultats sont exprimés sur un graphique par histogramme, courbe de fréquence,

*la moyenne (Mz) : cet indice est établi dans le but de déterminer la taille moyenne des

*l'écart type (?) ou indice de classement : c'est la meilleure expression du classement granulométrique. Il est défini selon la formule suivante :

Quatre groupes de sables peuvent être distingués selon leurs de l'écart type :

Le coefficient d'asymétrie (skewness Ski) : c'est la mesure de la déviation de la courbe granulométrique par rapport à la courbe normale gaussienne. Une valeur positive de la dissymétrie indique une prépondérance des sédiments fins, une valeur négative celle des sédiments grossiers.

La moyenne, l'écart type et le coefficient d'asymétrie ont été mesurés en unité ? selon l'échelle suivante : ?(x) = [-Log (qx)] x3, 3219

L'utilisation du diagramme de Passera (Fig. 10) a pour but de déterminer le mode de

transport des sédiments dans le milieu marin. Mis en place par Passega (1957, 1963 et 1964),

ce diagramme bilogarithmique présente les valeurs du premier centile (c) en ordonnée et la

taille du grain médian en abscisse. On obtient un nuage de points dont la forme, comparée au

modèle de référence permet de différencier les modes de transports suivants :

IV.2. Nature minéralogique des sédiments :

La diffraction au rayon X des composés minéraux réduits en poudre (diffraction X), est couramment utilisée pour déterminer la composition qualitative et semi quantitative de ces composés.

L'identification de ces minéraux se base sur la position des raies de diffraction après utilisation d'un logiciel X'Pert HighScore plus et d'un fichier minéralogique ASTM.

Toutefois, les pics de premier ordre de ces minéraux dans les diagrammes obtenus n'ont pas la même hauteur. Celle-ci est en proportion relative aux teneurs des minéraux présents dans l'échantillon diffracté.

Les estimations semi quantitatives des proportions des minéraux se font après mesure de la hauteur des pics principaux de toute les minéraux présents et établissement d'une règle de tris.

Les résultats obtenus ne sont qu'a titre indicatif et ne peuvent en aucun cas être considérées comme une détermination quantitative des minéraux (Ben Kheder Dhaoui, 2001).

V. Dosage des métaux lourds dans les sédiments superficiels a- Définition :

Les éléments métalliques tels que le Cu, Zn, Pb, Cr, Ni, Co... sont désignés par les termes suivants : éléments traces, oligoéléments, métaux lourds.

Un élément trace est tout élément présent en très faible concentration (inférieure à 0,1%) dans le milieu étudié et sans indications de limite minimale (Pedro et Delmas, 1970).

Un métal lourd est un terme à connotation négative : tout métal ayant un numéro atomique Z>20 et une densité > 4,6g /cm³ (Pedro et Delmas, 1970).

Pour minimiser l'effet de la granulométrie, l'analyse chimique des sédiments a été réalisée

sur la fraction inférieure à 63 um. La séparation de cette fraction est la plus fiable et la plus

simple, et permet d'éviter des interprétation erronées des résultats (Raïs, 1992).

Le but est de mettre en solution l'échantillon afin de libérer tous les éléments chimiques

Le tamisage du sédiment brute (300 g) a été effectué par voie humide, on récupère par la

suite la fraction fine inférieure à 63 um qu'on va sécher à 40°C, broyés à l'aide d'un mortier

On pèse 0,3 g de la fraction fine dans un creuset en téflon on ajoute quelques gouttes d'eau

On chauffe doucement jusqu'à l'évaporation de l'acide fluorhydrique et de l'acide

Si la couleur noirâtre persiste on ajoute quelques gouttes d'eau oxygénée pour éliminer la matière organique.

Lorsqu'on obtient une goutte jaunâtre on ajoute 5 ml d'acide nitrique, et de l'eau bidistillée puis on chauffe jusqu'à l'ébullition.

On récupère cet extrait dans une fiole de 100 ml qu'on jauge avec de l'eau bidistillée. Cette solution contient donc les éléments extraits qui seront dosés à l'aide d'un spectrophotomètre d'absorption atomique dont le principe consiste à mesurer la perte de l'intensité que subit un rayonnement lumineux passant dans la vapeur atomique émise par un échantillon (Fig. 12).

VI. Dosages des métaux lourds chez un mollusque bivalve : Donax trunculus (Linné, 1758)

Les métaux lourds ou métaux traces ou éléments traces, sont des éléments minéraux qui existent à très faibles doses dans les systèmes biologique

La pollution marine par les métaux lourds ne veut pas dire uniquement la pollution de l'eau de mer, mais aussi la contamination de ces composantes biotiques et abiotiques (Baccari, 2005).

Une étude de la contamination des organismes biologiques est nécessaire pour pouvoir contrôler le taux des métaux lourds dans l'environnement.

Dans notre étude, la méthode d'analyse utilisée pour le dosage des métaux lourds dans le Donax trunculus est la spectrométrie d'absorption atomique dont le principe consiste à mesurer la perte d'intensité que subit un rayonnement lumineux passant dans la vapeur atomique émise par un échantillon.

VII. Etude de la biocénose :

Les prélèvements ont été réalisés par une récolte sauvage effectuée dans un biotope

Cette analyse est effectuée entièrement au laboratoire. En effet aucune espèce (ou presque)

ne peut être déterminée avec certitude sur le terrain en raison de sa petite taille ou de la

Les espèces sont identifiées à la loupe binoculaire et à l'aide des guides d'identifications.

CHAPITRE III : RESULTATS ET DISCUSSIONS

I.1. La température de l'air :

- Tableau II : Variations mensuelles des températures dans le golfe de Tunis (2005-

Les températures moyennes mensuelles, calculées durant 12 mois depuis août 2005 jusqu'à juillet 2006, fournies par l'INM, oscillent entre un maximum de 28,6°C enregistré au mois de juillet 2006 à Tunis et un minimum de 11,8°C enregistré au mois de janvier 2006.

Fig. 13- Histogrammes représentant les variations mensuelles des températures

L'analyse des histogrammes (Fig. 13) montre que la période froide s'étend entre décembre et février alors que la période chaude s'étend entre juin et septembre. Il est à noté que l'écart entre les températures minimale et maximale pour chaque mois, reste relativement constant et varie entre 9 et 12°C.

I.2. Les précipitations :

D'après les données de l'INM les précipitations varient de façon très sensible d'un mois à l'autre et on peut raisonnablement s'attendre à des précipitations à n'importe quel mois de l'année et ce à différents degrés de probabilité.

La période pluviale de l'année s'étale sur cinq mois : du mois de novembre au mois de mars. Le maximum de jours de pluie est enregistré en hiver pendant le mois de janvier (19 jours) avec le maximum de pluviométrie 133,3 mm.

La saison estivale est la plus sèche avec un mois de juillet complètement sec 0 mm.

- Tableau III : variations mensuelles des précipitations et du nombre de jours pluvieux dans le Golfe de Tunis (2005-2006)

Fig. 14- histogrammes représentant les variations mensuelles de la pluviométrie

D'après les histogrammes on peut conclure que l'hiver présente le maximum de pluviométrie. L'automne comme le printemps est assez pluvieux, quoique l'été enregistre une baisse assez marquée des apports pluviométriques et constitue ainsi la saison sèche.

I.3. L'évaporation :

Tableau IV : variations mensuelles de l'évaporation (mm) dans le golfe de Tunis

Fig. 15- histogrammes représentant les variations mensuelles de l'évaporation (mm)

Les valeurs de l'INM montrent que l'évaporation est maximale durant le mois de juin 2006 (223,5 mm) ; elle est minimale durant le mois de janvier 2006 (62,1 mm).

La valeur moyenne annuelle de l'évaporation (1621,8 mm) dépasse largement la pluie moyenne annuelle (457,7 mm). Le bilan hydrique moyen annuel (P-ETP) est très déficitaire puisque les fortes évaporations ne sont pas récompensées par les précipitations.

Cependant, à l'échelle mensuelle, certaines périodes sont susceptibles d'être excédentaires. D'après les bilans moyens mensuels, on distingue deux périodes :

Une période où (P-ETP) < 0 : le manque d'eau se manifeste généralement durant les périodes sèches : déficit climatique en août, septembre et octobre 2005 et de février à juillet 2006.

Une période où (P-ETP) > 0 : l'excédent d'eau qui en résulte généralement permettra la recharge de la nappe : mois de décembre et janvier 2006.

I.4. l'humidité relative :

- tableau V : variations mensuelles de l'humidité relative de l'air de août 2005 à avril

D'après les données incomplètes de l'INM, l'humidité relative à l'échelle mensuelle comme à l'échelle saisonnière varie légèrement.

L'humidité relative de l'air est maximale pendant l'hiver au mois de janvier (78,10%) et elle est minimale pendant l'été au mois d'août (56,92%).

Fig. 16- Histogrammes représentant les variations de l'humidité relative minimale,

Les écarts mensuels entre l'évaporation relative minimale et maximale sont importants. En effet, l'humidité relative dépend surtout de la température et de la continentalité et par conséquent de l'influence directe de la mer.

I.4. Les vents :

Les vents ont une action importante sur les masses d'eaux puisqu'ils sont capables de générer localement les courants. Les vents provoquent, au niveau des zones côtières, la remise en suspension des éléments solides en voie de décantation et réoxygénation des eaux de surface indispensable à la survie des peuplements vagiles (Zaouali, 1977).

- Tableau VI : variation mensuelle de la vitesse du vent en m/s dans le petit golfe de Tunis

Fig. 17-Variations mensuelles de la vitesse du vent en m/s de août 2005 à avril 2006

D'après les données fournies par l'INM, la valeur maximale est enregistrée au mois de mars 2006 (8,68 m/s) ; la valeur minimale est enregistrée au mois d'octobre (6,29 m/s).

L'examen de la rose des vents, établie pour le gouvernorat de Ben Arous, montre la prédominance des vents du secteur N-NW en hiver, à E-SE en été. Du printemps à l'automne, les vents du secteur SSW représentent une troisième composante (INM, 2005).

-Tableau VII : Répartition mensuelle (année 2005) des vents par direction et par force (INM)

L'examen de la rose des vents montre que les vitesses moyennes sont de l'ordre de 5 à 8 m/s alors que les vents les plus forts sont de l'ordre de 9 à 16 m/s. Les vents dominants « brise de terre » représentent environ 65% du total (INM, 2005).

II. Caractéristiques physico-chimiques des eaux dans les stations d'étude : L'étude des caractéristiques physico-chimiques de l'eau permet d'apprécier la qualité du milieu (Fig. 7).

II.1. Les paramètres physiques :

II.1.1.La température de l'eau :

La température est un facteur écologique limitant qui influence directement la physiologie des espèces et conditionne leur répartition géographique. C'est un paramètre influencé directement par la température de l'air surtout au niveau des zones côtières, là où les profondeurs de l'eau sont faibles. La température est aussi sous l'influence de l'agitation de l'eau et par conséquence de la vitesse du vent (Ghazali, 2005).

Tableau VIII : variations saisonnières de la température de l'eau en °C
dans les stations étudiées

Les valeurs les plus élevées de la température sont enregistrées pendant l'été et l'automne et varient entre 26, 3 et 28,8°C. Les valeurs les plus faibles sont par contre enregistrées pendant la saison hivernale et varient entre 11,8 et 12,7°C (Tableau VIII).

Fig. 18- Fluctuations saisonnières de la température (°C) de l'eau dans les différentes stations

D'après les courbes (Fig. 18), on remarque que les fluctuations de la température sont comparables pour les stations situées au niveau des alvéoles. Cependant, pour les stations situées au niveau de l'oued Soltane et la sebkha de Soliman les valeurs de la température de l'eau augmentent de façon remarquable, par rapport aux autres stations, pendant la saison printanière. En effet, elle atteint les 25°C au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane. Ceci reviendrais peut être au faite que la tranche d'eau et l'hydrodynamisme sont assez faibles dans ces stations et par conséquent le brassage de la masse d'eau est insuffisant pour l'homogénéisation des températures.

En hiver, la température de l'eau est presque constante (11,8-12,6°C) et légèrement supérieure à celle de l'air. Elle est sous l'influence, d'une part, de l'apport des eaux de la Méditerranée occidentale dont la température est plus forte et, d'autre part, des brises de terre amenant des flux d'air froid du secteur N-W.

Pendant le printemps, les courants d'air chaud du secteur sud vont favoriser l'augmentation de la température de l'eau qui restera inférieure à celle de l'air (Ben Charrada, 1997).

En été, la température devient constante mais inférieure à celle de l'air ; à l'automne celle-ci diminue progressivement.

Tableau IX: températures des eaux côtières de la baie de Tunis en °C (Ben Charrada,

II.1.2. Le potentiel d'hydrogène (pli) :

En milieu aquatique, le pli dépend essentiellement de la composition ionique de l'eau et de l'activité des organismes (Ivanoff, 1972).

Les mesures prélevées dans les différentes stations sont réparties dans le tableau X : Tableau X : variations saisonnières du pH dans les stations étudiées

La région de hammam lif présente une valeur de pH maximale de 8,27 en hiver et une valeur minimale en été 7,98.

Au niveau de l'oued Soltane, on a enregistré une valeur maximale de 8,44 durant l'hiver au niveau de l'embouchure et une valeur minimale de 7,68 dans l'oued à 1km de l'embouchure.

A Solimar plage la valeur la plus élevée est de 8,34 en hiver et la plus faible valeur est de 7,9 au printemps.

La région de Soliman présente une valeur maximale de pH de 8,23 pendant l'été au niveau de la passe de la sebkha et une valeur minimale de 7,86 pendant l'été au niveau de l'alvéole entre les brise-lames S2 et S3. Les variations saisonnières sont peu consistantes (Tableau X).

Fig. 19- Fluctuations saisonnières du pH dans les différentes stations étudiées

L'analyse des courbes (Fig. 19) montre qu'il y a une augmentation significative de la valeur du pH à partir de l'automne ; elle atteint son maximum en hiver puis une chute avec l'arrivée du printemps et une légère augmentation en été.

Les fluctuations sont relativement importantes au niveau de l'oued Soltane, contrairement à la station de Hammam lif où le pH est plus ou moins stable.

Il semble que l'activité photosynthétique reprendrait durant l'hiver dans toutes les stations ce qui induirait une augmentation du pH. La chute du pH au printemps peut être expliquée par le faite qu'elle est due à l'activité respiratoire des organismes marins (consommation de l'oxygène) (Ghazali, 2005). En été la dégradation de la matière organique (dégagement d' O2) induit augmentation du pH dans la plupart des stations (Added, 2002).

II.1.3. La conductivité électrique :

La conductivité est la propriété d'une matière a transporté le courant électrique. La mesure de la conductivité permet d'évaluer rapidement mais très approximativement la minéralisation globale de l'eau (Rodier, 1975). Elle permet donc d'évaluer la concentration en électrolytes dissous et de détecter les perturbations de la composition ionique d'une eau naturelle.

- Tableau XI : variations saisonnières de la conductivité en mS/cm dans les stations

Les valeurs minimales de la conductivité sont enregistrées en automne (8,03 mS/cm) au niveau de l'oued Soltane à 1 km de l'embouchure. Les valeurs maximales sont enregistrées en été (58,6 mS/cm) au niveau de la passe de la sebkha de Soliman.

Les valeurs de la conductivité sont faibles en automne et atteignent leur maximum en été.

Les stations situées au niveau des alvéoles des plages de Hammam lif, Solimar plage et Soliman (Fig. 7) présentent des courbes semblables et de même allure, indiquant une augmentation progressive de la conductivité de l'automne à l'été. Les stations situées au niveau de l'oued Soltane et la sebkha de Soliman présentent des courbes en dents de scie, indiquant des fluctuations remarquables de la conductivité. En effet, ces stations présentent

une chute de la conductivité en automne, un pic en hiver puis une autre chute au printemps et enfin un second pic en été (Fig. 20).

Fig. 20- Fluctuations saisonnières de la conductivité en mS/cm au niveau des stations

Il semble que l'évaporation intense durant la saison estivale, permettrait une concentration élevée en électrolytes pour la majorité des stations étudiées. D'autre part, les apports pluviaux pendant l'automne et l'hiver 2006 (Fig. 14), auraient permis une dilution suffisante pour permettre une diminution considérable des électrolytes dissous, équivalente à celle de l'automne 2005.

Les fluctuations importantes au niveau de l'oued Soltane et la sebkha de Soliman, notamment la chute des valeurs de la conductivité au printemps 2006, peuvent être expliquées par l'existence d'une influence des apports fluviales en eau douce en amont de l'oued Soltane et des oueds déversants dans la Sebkha de Soliman (oued El Bey) notamment les eaux déversées par les stations d'épuration (station de Menzel Bouzelfa) (Fig 4).

II.2. Les paramètres chimiques :

II.2.1. L'oxygène dissous :

L'oxygène dissous est un facteur écologique limitant qui influence directement le métabolisme aérobic et le maintien de la vie aquatique. La dissolution de l'oxygène dans l'eau

est liée à plusieurs facteurs, en particulier : la température, la pression atmosphérique et la salinité (Rodier, 1984).

Il faudra tenir compte de la présence d'organismes chlorophylliens, puisque la valeur de l'oxygène dissous est fortement influencée par la respiration, la photosynthèse et par l'oxydation des organismes et leurs dégradations par les bactéries aérobies qui consomment l'oxygène. La variation et la teneur en oxygène sont des indices du comportement de la matière organique en contact avec l'eau.

- Tableau XII : variations saisonnières de la teneur en oxygène dissous en mg/l
dans les stations étudiées

D'après le tableau XII, on remarque que c'est au printemps que les teneurs en oxygène dissous sont maximales (19 mg/l) à 1 km de l'embouchure de l'oued Soltane. L'été est caractérisé par les plus faibles valeurs (4,9 mg/l) à Solimar plage.

Au niveau des stations de HL12, HL78, SP et S2S3, on note un accroissement progressif de la teneur en oxygène dissous dans le milieu (Fig. 7) depuis l'automne jusqu'au printemps. En effet, pendant cette période il y a une meilleure solubilité de l'oxygène dans l'eau à cause des faibles valeurs de salinité et de température. Par ailleurs, la teneur en oxygène dissous diminue avec l'arrivée de l'été avec élévation de la température et évaporation intense qui augmente la salinité (Fig. 21).

Au niveau de l'embouchure de la sebkha de Soliman les fluctuations saisonnières et la teneur en O2 dissous sont relativement faibles. Il semble que les valeurs élevées de température et de la salinité, caractérisant la sebkha, ont un rôle dans la diminution de la solubilité de l'oxygène dans l'eau. De plus, l'existence d'un phénomène d'ensablement au niveau de l'embouchure de la sebkha ne favoriserait pas un bon hydrodynamisme de la faible tranche d'eau.

Fig. 21- Fluctuations saisonnières de la teneur en O2 dissous (mg/l) dans les stations

Au niveau de l'oued Soltane la teneur en oxygène dissous est très élevée. Ceci est dû probablement à l'activité photosynthétique qui est à son maximum à cause de l'abondance des plantes chlorophylliennes (dégagement d' O2) à cet endroit. D'autre part, les faibles salinités, caractérisant l'eau douce de l'oued, permettraient une meilleure solubilité de l' O2 dans l'eau.

Au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane, les fluctuations sont très importantes et difficiles à expliquer vu que cet endroit subirait la contribution d'une double influence concomitante maritime et fluviale.

Les teneurs en O2 dissous dans les alvéoles (HL12, HL78, SP, S2S3) en été sont inférieures aux normes de la teneur en O2 dissous dans l'eau de mer (6 mg/l) ; ceci prouve que ces milieux ne sont pas bien oxygénés durant cette période de l'année. Ceci est peut être dû à une consommation de l'oxygène par biodégradation.

Fig. 22- Fluctuations saisonnières de la saturation en oxygène dissous (en %) dans les

L'analyse de la figure (Fig. 22) montre que pour la plupart des stations la saturation maximale est enregistrée au printemps (207 % au niveau de l'oued Soltane) ; la saturation minimale est par contre enregistrée en été (61 % à Solimar plage).

Ces variations peuvent être expliquées (Dridi, 1977), par le fait qu'au printemps le développement des organismes phytoplanctonique est à son maximum ; l'activité photosynthétique est donc à son paroxysme ; ceci aboutit à un bilan positif, puisque la production de l'O2 dépasserait la consommation de L'O2 par la respiration des êtres vivants existants dans le milieu.

Au niveau de l'oued Soltane la saturation de l'eau en oxygène dissous est supérieure à 100 % durant toute l'année, ainsi le milieu est sursaturé. Ceci reviendrait peut être au fait que l'activité photosynthétique (microphytoplancton) est intense dans cet oued (eau de couleur verte).

La diminution de la saturation pendant l'été dans la majorité des stations, à l'exception de l'embouchure de la sebkha de Soliman, peut être expliquée par la mortalité des macroalgues et la dégradation de la matière organique.

Il est à noter que les faibles saturations en O2 dissous pendant l'été dans les alvéoles (HL12, HL78, SP et S2S3) montrent que ces milieux semi-ouverts présentent des signes de confinement.

Au niveau de la sebkha de Soliman la saturation est maximale en été. Ceci peut être expliqué par l'abondance des algues nitrophiles (Ulva lactuca...) pendant cette période de l'année.

II.2.2. La salinité :

La salinité est un facteur qui conditionne la répartition spatio-temporelle des peuplements végétaux et animaux dans le milieu aquatiques. Elle permet de classer les espèces selon leur tolérance au sels comme suit :

- espèces euryhalines : ce sont les espèces qui tolèrent une large variation de salinité ;

- espèces sténohalines : ce sont les espèces qui exigent un intervalle de salinité bien déterminé (Ghazali, 2005).

- Tableau XIII : variation saisonnière de la salinité en g/l dans les stations étudiées

On remarque que la salinité oscille entre 35 et 38 g/l ; elle est proche de la valeur standard de l'eau de mer pour la majorité des stations à l'exception de l'Oued Soltane et la sebkha de Soliman (Tableau XIII).

Fig. 23- Fluctuations saisonnières de la salinité en g/l dans les stations étudiées

Les stations situées au niveau des alvéoles (HL12, HL78, SP et S2S3) présentent une baisse de la salinité durant la saison hivernale (33,8 g/l) à HL12 et une élévation progressive à partir du printemps ; cette élévation est peut être due aux précipitations intenses pendant l'hiver (apport d'eau douce) et la faible évaporation hivernale. De plus, la salinité atteint ses valeurs maximales en été (38,6 g/l) à Solimar plage mais elle diminue progressivement avec l'arrivée des premières pluies de l'automne.

Les fluctuations au niveau de ces stations ne sont pas importantes, contrairement aux stations de L'oued Soltane et la sebkha de Soliman (Fig. 23).

La salinité est relativement faible au niveau de l'oued Soltane et même au niveau de l'embouchure durant toute l'année par rapport aux autres stations de la frange littorale. Les valeurs minimales sont enregistrées en hiver (9,2 g/l) en période de crues causées par les précipitations très abondantes et les eaux de ruissellements qui se déversent dans l'oued. La salinité augmente en été et atteint les 23,5 g/l (embouchure). Etant données, la dominance des apports d'eau douce de l'oued et des pluies la salinité reste faible au niveau de l'embouchure.

La salinité est relativement élevée au niveau de la sebkha de Soliman pendant toute l'année (37,1 et 39 g/l) à l'exception du printemps où la salinité chute (15,4 g/l). Cette évolution est peut être due à un apport massif d'eau douce.

A l'exception de l'oued Soltane, les valeurs de la salinité mesurées dans les différentes stations sont très proches de celles trouvées par Ben Charrada (1997) dans les eaux côtières de la baie de Tunis (Tableau XIV).

Tableau XIV : Salinités des eaux côtières de la baie de Tunis (Ben Charrada, 1997)

II.3. Les sels nutritifs :

Le développement du phytoplancton dépend étroitement des sels nutritifs, essentiellement les sels azotés et phosphorés. La concentration de ces derniers dans l'eau de mer est variable dans le temps et dans l'espace et peut de ce fait limiter la production de la matière vivante (Ben Charrada, 1997).

Le milieu marin reçoit continuellement des sels minéraux (en particulier nitrates et phosphates) à travers les apports terrigènes provenant des ruissellements affectant des terres cultivées traitées par des engrais chimiques et des oueds surtout au moment des crues (Ghazali,2005).

L'étude des sels nutritifs est assez importante. En effet, ces sels peuvent caractériser la masse d'eau et favoriser la richesse biologique de l'écosystème (Fig. 30).

L'interprétation de l'évolution des sels nutritifs dans un milieu reste complexe surtout pour les eaux de surface en raison de l'instabilité des conditions environnementales

Les nitrites sont très significatives en terme de toxicité vu leur pouvoir oxydant et possèdent donc une action méthemoglobinisante. Par ailleurs, les nitrites sont indicatrices de pollution (Rodier, 1984).

La teneur en nitrites la plus élevée a été enregistrée en hiver au niveau de l'oued Soltane 19,65 umol/l et la plus faible est de l'ordre de 0,17 umol/l au niveau de Solimar plage.

Au printemps la teneur la plus élevée en nitrites est de l'ordre de 17,18 umol/l au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane mais aucune trace de NO2 n'a été détectée dans l'échantillon de Solimar plage.

En été les teneurs en nitrites deviennent très faibles dans toutes les stations et ne dépassent pas 1,36umol/l.

Tableau XV : variations saisonnières des concentrations de l'eau en nitrites au niveau

Les fluctuations saisonnières sont faibles dans la majorité des stations à l'exception de l'oued Soltane (Fig. 24). Ceci peut être expliqué par le fait que les paramètres chimiques de l'eau de mer de notre secteur (pH >8 et saturation du milieu en oxygène dissous) favorisent l'oxydation de la forme nitrite (qui est très instable) en nitrate plus stable dans l'eau de mer.

Les fluctuations saisonnières, peu négligeables des nitrites dans ces stations, sont dues aux variations de l'oxygène, du pH et du phytoplancton (Ben Charrada, 1997).

L'origine des nitrites détectées dans les alvéoles du secteur (HL12, HL78, SP et S2S3), serait vraisemblablement la minéralisation de la matière organique dissoute dans l'eau.

Fig. 24- Fluctuations saisonnières de la concentration de l'eau en nitrites au niveau des

Pendant l'hiver, la teneur des eaux à l'embouchure de l'oued Soltane et dans l'oued lui-même est très élevée (15,57 et 19,65 umol/l). Ceci serait tributaire des apports terrigènes chargés en matière organique et de polluants qui sont drainés par l'oued lors des crues hivernales. Avec l'arrivée du printemps, ces teneurs vont diminuer brutalement au niveau de l'oued Soltane tandis qu'elles se maintiennent avec une légère augmentation (17,8 umol/l) au niveau de l'embouchure qui deviendrait probablement un lieu d'accumulation de cet élément pendant la saison printanière (fermeture de la passe) accompagnée peut être d'une floraison phytoplanctonique (Fig. 24).

En été, on enregistre une chute des teneurs en nitrites à cause probablement de l'absence des pluies (diminution du lessivage des terres agricoles voisines traitées par les engrais chimique) et la diminution des apports continentaux.

Ces résultats montrent que les rejets de l'oued Méliane en nitrite sont sans effet sur le secteur d'étude probablement à cause de l'instabilité de cet élément dans le milieu marin.

La comparaison des teneurs mesurées avec celles des normes de concentrations des sels nutritifs dans l'eau de mer (Rodier, 1983) montre l'existence d'une pollution organique au niveau de l'oued Soltane. En effet, les valeurs enregistrées au niveau de l'oued dépassent largement la teneur normale des nitrites dans le milieu marin (1umol/l).

Les valeurs enregistrées au niveau de HL12 en hiver (2,95umol/l) et à l'embouchure de sebkha de Soliman au printemps (2,76 umol/l) sont légèrement au dessous des normes.

Les nitrates représentent la forme azotée la plus stable et la plus importante quantitativement dans les eaux. Ils constituent le principal élément du développement du phytoplancton et en particulier des diatomées puisqu'ils présentent le principal facteur trophique. Cependant avec un bloom phytoplanctonique, une faible précipitation et une forte insolation les nitrates sont en faibles concentrations dans le milieu (Hobson 1985 in Daly-Yahia, 1993) ; celles-ci sont causées par l'élévation du métabolisme du phytoplancton. La régénération des nitrates résulte de l'oxydation de l'azote organique par les bactéries.

En général les nitrates ont pour origine la fertilisation excessive des zones agricoles par les engrais, les rejets des eaux usées et occasionnellement les rejets de certaines industries (Rodier, 1984).

Les teneurs les plus élevées en nitrates sont enregistrées durant les trois saisons (hiver, printemps et été) est au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane avec respectivement 45,8 26,76 et 7,96 umol/l. Les teneurs les plus faibles sont par contre enregistrées en hiver et au printemps au niveau de HL12 (1,33 ; 4,89 umol/l), et en été au niveau de Solimar plage (1,12 umol/l).

Tableau XVI : variations saisonnières de la concentration de l'eau en nitrates au niveau des stations étudiées

Pour la plupart des stations, à l'exception de l'oued Soltane et son embouchure, on note une augmentation des concentrations en nitrates dans l'eau pendant la saison printanière puis une chute avec l'arrivée estivale (Fig. 25). Ceci n'est probablement pas en relation avec le cycle écologique du phytoplancton mais vraisemblablement dû au fait que les précipitations hivernales et printanières, les températures basses et la forte oxygénation du milieu favorisent l'oxydation rapide du NO2 en NO3 (Ben Charrada, 1997). En été, l'élévation de la température et la diminution de l'oxygène dissous favorisent plutôt la chute de la concentration des nitrates dans l'eau.

Fig. 25- Fluctuations saisonnières de la concentration de l'eau en nitrates au niveau

Les teneurs en nitrates, plus ou moins importantes enregistrées dans les eaux des alvéoles (HL12, HL78, SP et S2S3) (Fig. 7), témoignent du confinement de ces milieux (très forte accumulation de macroalgues et feuilles de posidonies). Cependant ces teneurs restent dans l'intervalle de la teneurs normale en nitrate dans l'eau de mer (1 < NO3<10umol/l) (Rodier, 1983).

Au niveau de la station HL12 la concentration en NO2 (2,95 umol/l) est supérieure à celle de NO3 (1,33 umol/l). Ceci constitue un cas particulier puisque les nitrites en milieux oxygénés sont généralement en très faibles quantités (Zeggaf-Tahri, 1993). Ainsi, la première alvéole de Hammam lif comprise entre les deux brise-lames HL1 et HL2 (Fig. 7) présentent

les caractéristiques d'un milieu mésosaprobes B où les teneurs en nitrites sont élevées et ceux des nitrates faibles (Ghazali, 2005).

Au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane, la plus forte teneur en nitrates a été enregistrée en hiver alors que la teneur la plus faible a été enregistrée en été. Cette évolution serait due à l'importance des pluies hivernales et aux apports riches en nitrates provenant du lessivage des terres agricoles du bassin versant traitées par les fertilisants et les engrais chimiques. En été, ces apports sont pratiquement nuls suite à l'absence de pluies.

Au niveau l'oued Soltane il y a une diminution de la concentration des nitrates au printemps probablement à cause du bloom phytoplanctonique qui va puiser ces éléments qui sont essentiels à son développement. La faible régénération des nitrates en été est due probablement à la diminution du phytoplancton suite aux fortes températures estivales.

Les eaux de l'embouchure de l'oued Soltane sont polluées par les nitrates surtout en hiver et au printemps puisque les teneurs dépassent les normes des nitrates dans le milieu marin (1 < NO3<10umol/l) (Rodier, 1983).

La présence des ions ammonium dans un milieu aquatique indique une dégradation incomplète de la matière organique. Cet élément a pour origine la matière végétale dans les cours d'eaux, la matière organique animale ou humaine, les rejets industriels et les engrais azotés (Rodier, 1984).

Sa présence dans l'eau en grande quantité est à l'origine des valeurs élevées du pH dans l'eau (8,2 à 8,3).

Tableau XVII : variations saisonnières de la concentration de l'eau en ion ammonium

En hiver la teneur la plus élevée a été enregistrée au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane (100,39 umol/l). La teneur la plus faible a été enregistrée au niveau de HL12 (4,15 umol/l).

La teneur la plus élevée au printemps est celle enregistrée au niveau de la sebkha de Soliman (34,19 umol/l) et la plus faible teneur est enregistrée au niveau de HL78 (0,52 umol/l).

Les eaux de l'embouchure de l'oued Soltane contiennent la plus forte concentration en azote ammoniacal alors que celles de S2S3 contiennent la plus faible concentration (tableau XVII).

Fig. 26- Fluctuations saisonnières de la concentration de l'eau en azote ammoniacal

Les concentrations et les fluctuations saisonnières de l'azote ammoniacal sont très faibles au niveau des alvéoles (HL12, HL78, SP et S2S3) (Fig. 26). Ceci s'expliquerait par le fait que ces milieux sont à l'abri des rejets terrigènes. De plus, la présence de l'oxygène et l'assimilation par le phytoplancton dans le milieu marin accélère l'épuisement de cet élément par les processus de nitrification (Ben Charrada, 1997).

La concentration relativement importante enregistrée dans l'alvéole de Soliman plage (S2S3) en hiver (13, 34 umol/l) dépasse la teneur normale de NH4 ⁺dans un milieu marin selon Rodier (1983) (1 < NH4 ⁺<10 umol/l). La forte accumulation de la matière végétale, composée de macroalgues et des laisses de posidonies dans ce milieu, en est l'origine. De plus, cette alvéole joue le rôle d'un piège pour la matière organique à cause du faible espacement entre les brise-lames S2 et S3.

Au niveau de l'oued Soltane ainsi qu'au niveau de son embouchure les concentrations les plus élevées sont enregistrées en hiver en corrélation avec les nitrates précèdent la chute brusque printanière. En effet, les eaux de ruissellement qui drainent les terres agricoles et les eaux des stations d'épuration ainsi que les rejets urbains et domestiques sont très riches en azote ammoniacal. Ainsi, ils sont la source de l'enrichissement de l'oued en azote ammoniacal. En effet, les concentrations de l'eau en NH4 + (91, 53 et 100,39 umol/l) dépassent largement la teneur normale (10umol/l). On est donc en présence d'un cas de pollution organique au niveau de l'embouchure de l'oued pendant l'hiver. La diminution brusque au printemps et en été de la teneur en azote ammoniacal est due probablement à l'absence des précipitations et donc à la diminution des apports et des rejets. Le bloom phytoplanctonique durant le printemps y est probablement responsable.

Au niveau de l'embouchure de la sebkha de Soliman les rejets urbains, domestiques et agricoles directement ou indirectement dans la sebkha ajoutés à la forte accumulation d'algues et de déchets organiques semblent être à l'origine des teneurs élevées en azote ammoniacal en hiver et au printemps.

L`évolution du phosphore est à priori simple. Il est introduit dans les écosystèmes aquatiques par les eaux de ruissellement. Ces dernières permettent le développement du phytoplancton et des animaux situées à divers niveaux des chaînes trophiques limniques ou marines (Ramade, 1987) (Fig. 30). Dans tous les écosystèmes aquatiques (ou continentaux) le phosphore se présente sous quatre formes différentes respectivement insolubles ou dissoutes. Le phosphore se trouve essentiellement dans l'eau sous des formes inorganiques (orthophosphateP-PO4) (Fig. 27).

En absence de toute source de pollution, le phosphore est présent dans les eaux superficielles avec des concentrations très faibles. Les industries agricoles et alimentaires, les industries de phosphore et les rejets des eaux domestiques sont à l'origine de l'apport du phosphore dans l'eau de mer (Zeggaf-Tahri, 1993).

Le phosphore est considéré comme le principal facteur limitant pour les organismes autotrophes (Zeggaf-Tahri, 1993).

Tableau XVIII : Variations saisonnières de la concentration de l'eau en phosphore

Les teneurs les plus importantes en phosphore inorganique sont détectées surtout en hiver au niveau de l'oued Soltane et son embouchure (5,11 et 4,45 umol/l). Le printemps est marqué par les plus faibles valeurs qui ne dépassent pas 1,51 umol/l au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane. En été, on signale une faible augmentation de la teneur en phosphore inorganique qui atteint les 3,41 umol/l à l'embouchure de l'oued Soltane (Tableau XVIII).

Ainsi, durant l'hiver les teneurs sont relativement élevées dans la majorité des stations (Fig. 28). Dans les alvéoles (HL12, HL78, SP et S2S3), en absence de sources d'apport de phosphate, les teneurs en phosphore minéral enregistrées sont légèrement supérieures à la teneur normale dans l'eau de mer qui est de l'ordre de 1 umol/l 95 ug/l (Amniot et Chaussepied, 1983 ; Rodier, 1983). Les teneurs enregistrées seraient probablement dues à la dégradation de la matière organique provenant de la mort de la végétation aquatique (les laisses de posidonies) et du phytoplancton. D'autre part, ces teneurs seraient dues à la remise en suspension des particules fines.

Fig. 28- Fluctuations saisonnières de la concentration de l'eau en phosphore

Au niveau de l'oued Soltane et son embouchure les teneurs relativement importantes, enregistrées en hiver, sont vraisemblablement dues aux rejets domestiques, urbains et industriels mais aussi des apports provenant du lessivage des terres cultivées qui utilisent le phosphate dans la fertilisation des terres (Zeggaf-Tahri, 1993). Ces apports riches en phosphore, favorisés par les fortes précipitations hivernales, vont contribuer à l'enrichissement des eaux de l'oued en phosphore minéral et organique. L'embouchure de l'oued Soltane semble être un point d'accumulation du phosphore inorganique drainé par l'oued. Ceci impliquerait la présence d'un phénomène d'eutrophisation au niveau de l'oued Soltane durant l'hiver puisque les teneurs enregistrées (5,11 et 4,45 umol/l) dépassent les teneurs normales du PO4 dans un milieu marin (l'ordre de 1 umol/l 95 ug/l).

Au niveau de l'embouchure de la sebkha de Soliman la teneur enregistrée en hiver (2,04 umol/l) s'expliquerait par le déversement des eaux usées de la ville de Soliman par la canalisation des égouts dans la sebkha associé à une minéralisation de la matière végétale au niveau de la passe par les bactéries qui libèrent l'ion PO4 dans la colonne d'eau.

Au printemps, dans toutes les stations la teneur du phosphore diminue car cet élément est nécessaire au développement des algues et du phytoplancton à cette période de l'année (Ben Charrada, 1997). En effet, le cycle du phytoplancton est caractérisé par un pic printanier.

En été la régénération du phosphore inorganique se fait probablement par la dégradation de la matière organique puisque la teneur en oxygène mesurée est faible et la température enregistrée est élevée. Cependant les concentrations en phosphore restent au dessus de la teneur normale (1umol/l) dans l'oued Soltane et son embouchure (3,41 umol/l), au niveau de HL12 (1,09 umol/l) et à l'embouchure de S.Soliman (1,16 umol/l).

Il est à noter que les teneurs enregistrées au cours de cette étude sont relativement supérieures à celles déclarées par l'ONAS pendant l'année 2005, au niveau du golfe qui est de l'ordre de 0,01 mg/l 0,10 umol/l.

La plupart des stations, durant l'hiver, le printemps et l'été, enregistrent des teneurs en azote total largement supérieures à celles du phosphore total surtout au niveau des points de rejets (Fig. 29). Ceci peut être expliqué par le fait que les rejets déversés dans le secteur sont beaucoup plus riches en azote qu'en phosphore. D'autre part, il semblerait que l'assimilation par le phytoplancton de ces deux éléments se fait dans des proportions différentes (Ben Charrada, 1997).

Fig. 29- Histogrammes de fréquences représentants la répartition spatiale des

concentrations moyennes de l'eau en N-total et P-total dans les différentes stations
étudiées (année 2006)

L'étude du rapport N/P serait intéressante pour caractériser la qualité de l'eau dans le milieu. Dans l'eau de mer le rapport normal de N/P est égal à 16 (Rodier, 1983).

- Tableau XIX : Rapport N/P (umol/l) au niveau des stations étudiées pendant l'hiver,

Chiaudani (1983) a étudié le rapport N/P dans plusieurs lagunes italiennes a montré que lorsque le rapport N/P atomique est élevé, le phosphore est un facteur limitant. Pour des valeurs très basses, c'est l'azote qui est le facteur limitant. Dans notre secteur d'étude les stations HL78, l'oued Soltane et son embouchure et S2S3 présentent un rapport N/P assez important compris entre 8,61 et 11,83 umol/l (Tableau XIX) ce qui montre que le phosphore est le facteur limitant dans ces milieux. En effet, Ben Charrada (1997) a signalé l'existence

d'un pic de phytoplancton au printemps qui commence à chuter dès que le phosphore minéral est épuisé.

Au niveau de HL12 et SP ce rapport est relativement moins important que celui des autres stations (tableau XIX). Ceci s'expliquerait par le fait qu'il y a une tendance vers une régularisation de l'assimilation de l'azote et du phosphore par le phytoplancton.

Fig. 30- Schéma général du modèle écologique de la zone côtière de la baie de

II.3. Conclusion :

Le long de la frange littorale, allant de Hammam lif à Soliman, les différents paramètres physico-chimiques enregistrés (température, pH, conductivité, salinité...), sont assez proches de ceux mentionnés par Ben Charrada (1997), Ben kheder-Dhaoui (2001), Ben Lamine (2005), Boussoufa (2005) et Ghazali (2005).

En ce qui concerne la corrélation entre ces paramètres : on remarque que la baisse de la température et de la salinité de l'eau durant les saisons hivernale et printanière impliquerait

une augmentation de la teneur en oxygène dissous. Alors que, l'élévation de la température et de la salinité durant l'été aurait pour effet de diminuer la solubilité de l'oxygène dissous dans le milieu. En effet, une eau moins salée et plus froide dissout mieux l'oxygène qu'une eau plus salée et moins froide (Boussoufa, 2005).

La libération de l'oxygène par l'activité photosynthétique durant l'hiver et le printemps concorderait avec l'augmentation du pH pendant cette période.

Les valeurs de la température enregistrées pour toutes les stations sont inférieures aux normes relatives à l'eau de mer (35°C). Cependant, ces valeurs sont un peu plus élevées que

celles mentionnées par Ben Charrada (1997) dans les eaux côtières du golfe, avec un écart qui varie de 3 à 6°C (Tableau IX). Ceci montre que la formation des alvéoles entre les brises lames ne serait vraisemblablement pas sans effet sur la température de l'eau dans ces milieux.

Les valeurs du pH sont assez stables et ne subissent pas de variations considérables dans les stations étudiées à l'exception de celle de l'oued Soltane où les fluctuations saisonnières sont plus ou moins importantes. Ces dernières sont dues probablement à l'influence des apports fluviaux, ce qui indique une certaine instabilité de ce milieu.

Cette régularité du pH traduit, selon Ben Charrada (1997), des eaux marines relativement stables et un milieu légèrement basique (7,68 - 8,34) durant toute l'année. Les valeurs sont

dans les normes du pH de l'eau de mer (6,5 < pH< 8,5). Une élévation de la valeur du pH est due à une activé photosynthétique des algues nitrophiles qui se sont développées suite à une eutrophisation causées par des rejets continentaux. Ceci sous entend une réserve alcaline suffisante des eaux du Golfe (Boussoufa, 2005).

L'évolution saisonnière de la conductivité électrique dépend vraisemblablement de l'évaporation et des apports fluviatiles.

La diminution des teneurs en oxygène, enregistrées en été, témoigne de l'apparition de signes de confinement dans les alvéoles. Ces teneurs dépendent en particulier de la production primaire des macroalgues, de l'hydrodynamisme et de la dégradation de la matière organique.

A l'exception de l'oued Soltane, la salinité présente des écarts saisonniers assez faibles pour les autres stations et elles sont proches de celles trouvées par Ben Charrada (1997) (Tableau XIV). Ses valeurs sont assez basses et proches de celle de l'eau de mer standard.

En comparant nos résultats avec ceux des travaux antécédents et aux normes tunisiennes, nous pouvons conclure que l'impact des aménagements sur les propriétés physico-chimiques du milieu reste négligeable par rapport à l'influence des rejets fluviaux sur la qualité du milieu.

les mesures des sels nutritifs montrent des valeurs relativement élevées des nutriments dont l'origine serait essentiellement les rejets urbains, domestiques et agricoles par les biais de l'oued Soltane et la sebkha de Soliman et la dégradation de la matière végétale.

Les corrélations entre les teneurs en azote inorganique et le phosphore inorganique permettent de distinguer deux périodes différentes. La première, correspond à la saison printanière ; celle-ci est caractérisée par des teneurs faibles en azote minéral, des teneurs négligeables en phosphore inorganique et un rapport N/P élevé. La seconde période correspond à la saison estivale et est caractérisée par des teneurs élevées en sels nutritifs et un rapport N/P faible.

Ces deux périodes seraient en relation directe avec les rejets terrigènes, les conditions physico-chimiques du milieu et le cycle écologique du phytoplancton. Il semble que la croissance de ce dernier serait limitée par la concentration du milieu en phosphore minéral. En effet, pendant la période printanière nous avons remarqué un épuisement du phosphore minéral et une faible teneur en azote minéral. Ben Charrada (1997), a montré l'existence d'une assimilation préférentielle du phosphore par le phytoplancton par rapport à l'azote (Fig. 30).

La comparaison des teneurs en nutriments mesurées avec les teneurs normales des sels nutritifs dans l'eau de mer données par Rodier (1984) suppose l'existence d'une eutrophisation au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane et de la sebkha de Soliman.

Les alvéoles qui se sont formées à la suite de la mise en place des brises lames de Hammam lif, de Solimar plage et de Soliman plage sont caractérisées par des teneurs relativement faibles en nutriments. Ainsi, ces alvéoles ne sont probablement pas le siège d'une accumulation des nutriments. Ces derniers proviendraient en majeure partie par la dégradation de la matière organique d'origine végétale.

Les teneurs en PO4 signalées par Zeggaf-Tahri en 1993 au niveau des brise-lames de Hammam lif (3,6 mg/l 37,9 umol/l) témoignent d'une forte eutrophisation du milieu à la suite des rejets d'eaux usées dans les alvéoles. Les mesures de PO4 enregistrées dans le cadre

de ce travail (1,36 umol/l) sont de loin inférieures aux valeurs signalées par Zeggaf-Tahri en 1993. Ceci s'expliquerait par l'arrêt du déversement des rejets domestiques. Ainsi, on note une amélioration progressive de la qualité de l'eau dont l'origine serait entre autres l'hydrodynamisme important et la dynamique sédimentaire (Ben Charrada, 1997).

III. La chlorophylle a et la phéophytine :

III.1. La chlorophylle a :

L'étude de variation de la chlorophylle a, à l'échelle saisonnière, permet d'expliquer d'une part le cycle écologique du développement du phytoplancton et d'autre part, la variation des sels nutritifs qui représentent les éléments essentiels à sa croissance.

Tableau XX : variations saisonnières de la concentration de l'eau en chlorophylle a

En hiver la teneur en chlorophylle a dans l'eau est relativement basses surtout au niveau de l'alvéole de Solimar plage et celle de Soliman plage (1,14 et 1,5 mg/m³). La teneur la plus élevée ne dépasse pas les 6,69 %mol/l au niveau de l'oued Soltane (Tableau XX).

Au printemps la teneur augmente de façon considérable est atteint les 46,45 mg/m³ à l'embouchure de sebkha de Soliman et 30,97 mg/ m³ alors que les faibles valeurs sont enregistrées aux niveau des alvéoles et elles sont comprises entre 1,06 et 2,67 mg/m³.

En été, les teneurs les plus élevées sont enregistrées dans l'oued Soltane (21,56 mg/m³).

Fig. 31- Fluctuations saisonnières de la chlorophylle a (en mg/m³) dans les stations

Les variations saisonnières dans les alvéoles HL12, HL78, SP et S2S3 (Fig. 7) sont minimes avec une légère diminution au printemps et une faible augmentation en été (Fig. 31). Ceci s'expliquerait par la faiblesse des teneurs en nutriments surtout en nitrates et phosphore minéral dans les alvéoles, ce qui ne favoriserait pas le bon développement du phytoplancton. Ainsi, les alvéoles qui se sont formées entre les brise-lames ne présentent pas de véritables pièges pour les sels nutritifs, à l'exception de l'alvéole HL78 qui présente une teneur assez élevée en été suite peut être à un confinement du milieu et l'apparition de certaines anomalies des paramètres physico-chimiques (oxygène, température...). En effet, on a montré que la majeure partie des sels nutritifs dans les alvéoles proviendrait da la dégradation et de minéralisation de la matière organique (les laisses de posidonie et des macroalgues).

Les faibles teneurs du phosphore minéral constitueraient un facteur limitant du développement du phytoplancton dans les alvéoles.

Au printemps, au niveau de l'embouchure de l'oued Méliane et de sebkha de Soliman, la teneur en chlorophylle a est très élevée ; elle correspond aux faibles teneurs en sels nutritifs pendant cette période. Ceci s'expliquerait par l'existence de concentrations élevées en phytoplancton dans ces milieux à cause des rejets et de la dégradation de la matière organique.

D'après Ben Charrada (1997), il y aurait un pic printanier de phytoplancton qui correspond à l'épuisement du phosphore minéral nécessaire à sa croissance.

La production primaire dans ces zones est relativement importante. Cependant, celle-ci reste de loin inférieure aux valeurs indicatrices de milieux pollués (850 mg/m³ dans l'adriatique, Marchetti R., 1987 ; Munawar et Stadelman, 1974).

Dans l'oued Soltane, on remarque une augmentation de la teneur en chlorophylle a en été (21,56 mg/m³) contrairement aux deux autres saisons où elle reste faible malgré des teneurs en phosphore minéral faible au printemps (0,8 umol/l). Ceci serait tributaire des conditions environnementales (sursaturation en O2, température élevée...) au printemps défavorables à une éventuelle floraison printanière du phytoplancton. Ces conditions seraient plus favorables au cours de la saison estivale.

III.2. La phéophytine :

Tableau XXI : Variations saisonnières de la concentration de l'eau en phéophytine au

En hiver la teneur la plus élevée en phéophytine est enregistrée dans l'oued Soltane (8,39 mg/m³). La teneur la plus faible est enregistrée par contre au niveau de HL12 (2,28 mg/m³).

Au printemps la teneur la plus élevée est signalée au niveau de HL78 (10,03 mg/m³) et l'embouchure de l'oued Soltane présente la plus faible valeur (0,64 mg/m³).

L'été est caractérisé par des teneurs presque constantes de phéophytine comprises entre 4,12 et 6,25 mg/m³ (Tableau XXI).

Fig. 32- Fluctuations saisonnières de la phéophytine (en mg/m³) dans les stations

A l'exception de l'oued Soltane, on remarque que les teneurs en phéophytine sont inversement proportionnelles à celles de la chlorophylle a (Fig. 32). En effet, au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane et de sebkha de Soliman les teneurs sont élevées en hiver avant de subir une chute avec l'arrivée du printemps et une augmentation en été. Cette évolution est complètement opposée à celle de la chlorophylle a. Ceci revient au fait qu'au printemps, période de floraison du phytoplancton, la production primaire est à son paroxysme grâce au développement du phytoplancton qui va consommer les phosphores minéraux nécessaires à sa croissance. Une fois ces réserves épuisées, la concentration en phytoplancton diminue puisque le phosphore semble être le facteur limitant avec l'arrivée de l'été (température élevée). Le taux de mortalité du phytoplancton atteint son maximum avec sa biodégradation par les bactéries qui produisent la phéophytine dans la colonne d'eau.

La teneur élevée en hiver semble être le produit de dégradation du phytoplancton provenant d'une seconde période de floraison en automne (Ben Charrada, 1997).

Dans les alvéoles, la teneur en phéophytine augmente surtout au printemps. Il semble que ces teneurs ne soient pas en relation directe avec le cycle du phytoplancton. Cette

augmentation au printemps est probablement due à la dégradation de la matière organique (posidonies, macroalgues) fortement accumulée dans les alvéoles.

Au niveau de L'oued Soltane, la phéophytine diminue progressivement depuis l'hiver jusqu'à l'été ; ceci est peut être en relation indirecte avec les rejets de l'oued.

III.3. Conclusion :

L'évolution saisonnière de la chlorophylle a et la phéophytine au niveau des points de rejet (embouchure de la sebkha de Soliman et de l'oued Soltane) montre que ces deux paramètres sont inversement proportionnelles. En effet, l'augmentation printanière de la chlorophylle a correspond à une diminution de la phéophytine.

La chlorophylle a est en relation directe avec la biomasse totale phytoplanctonique (Ben Charrada, 1997). En effet, l'augmentation de la concentration des eaux en chlorophylle a au printemps correspondrait à la période de floraison du phytoplancton ; ceci est confirmé par la diminution de la phéophytine, produit de dégradation de la chlorophylle a, pendant cette saison. En été, la biomasse chlorophyllienne va diminuer suite à une mortalité massive du phytoplancton ; sa biodégradation va libérer la phéophytine dans la colone d'eau.

L'étude des sels nutritifs, de la chlorophylle a et de la phéophytine a montré qu'il y a une relation étroite entre l'évolution saisonnière du phytoplancton et la chlorophylle a d'une part et de la disponibilité des nutriments d'autre part. En effet, l'augmentation de la chlorophylle a pendant le printemps correspond à une diminution des nutriments (phosphore minéral et azote minéral) dans le milieu. Toutefois, en été la teneur de l'eau en chlorophylle a va diminuer et celle des sels nutritifs (surtout le phosphore minéral) et la phéophytine va augmenter. Cette évolution est due au fait que le phosphore inorganique constitue le principal facteur limitant du phytoplancton. L'origine de la baisse de la biomasse chlorophyllienne en été, serait probablement due à l'épuisement des nutriments dans le milieu.

Au niveau des alvéoles, les fluctuations de la chlorophylle a et de la phéophytine semblent être en relation avec la dégradation de la matière organique d'origine végétale (macroalgues et feuilles de posidonie).

IV. Granulométrie des sédiments superficiels et leur nature minéralogique :

IV.1. Granulométrie des sédiments superficiels :

Les résultats de l'étude granulométrique de la fraction grossière des sédiments de surface de la frange littorale étudiée (Fig. 33) sont regroupés dans les tableaux XXII et XXIII : Tableau XXII : diamètre des grains de sables en unité Ô des stations étudiées

	Ô5	Ô16	Ô50	Ô84	Ô95
HL11 (0)	-2,32	1,73	2,25	2,64	2,83
HL12 (0)	1,73	2,05	2,32	2,73	2,94
HL13 (0)	1,94	2,08	2,51	2,73	2,88
HL14 (0)	2	2,18	2,55	2,83	3,18
HL81 (0)	1	1,64	2,47	2,64	2,83
HL82 (0)	1,51	1,88	2,25	2,47	2,64
HL83 (0)	1,73	2,05	2,47	2,64	2,94
HL84 (0)	1,83	2,12	2,49	2,57	2,86
S11 (0)	-0,92	0,07	0,78	1,51	2,25
S12 (0)	0,51	1,32	2,18	2,55	2,83
S13 (0)	1,88	2,18	2,55	2,94	2,12
S14 (0)	2	2,25	2,83	3,36	2,25
S passe (0)	-0,26	0,21	0,64	1,25	1,73
S2 (0)	1	1,55	2	2,39	2,64
SP1 (0)	1	1,15	2,32	2,64	2,88
SP2 (0)	1,94	2,05	2,25	2,64	3,32
SP3 (0)	2	2,12	2,47	3,05	3,47
SP4 (0)	2,39	2,47	2,83	3,41	3,53
SS1 (0)	0,51	1,05	1,64	2,47	2,68
SS2 (0)	1,32	2,05	2,55	2,83	2
SS3 (0)	1,55	2,32	2,73	3,47	2,18

- Tableau XXIII : indices granulométriques (en unité Ô) des sables de haut de plage entre Hammam lif et la sebkha de Solimar

	Mz	ó	*Ski*	Cu
HL11	2,21	1,01	- 0,46	0,5
HL12	2,37	0,35	0,12	0,72
HL13	2,44	0,30	- 0,27	0,72
HL14	2,52	0,34	- 0,04	0,7
HL81	2,25	0,53	- 0,63	0,57
HL82	2,20	0,32	-0,28	0,7
HL83	2,39	0,33	- 0,32	0,72
HL84	2,39	0,27	- 0,46	0,72
S11	0,79	0,84	- 0,03	0,44
S12	2,02	0,66	- 0,42	0,38
S13	2,56	0,23	- 0,48	0,75
S14	2,81	0,32	- 0,84	0,76
S passe	0,70	0,56	0,13	0,58
S2	1,98	0,46	- 0,15	0,63
SP1	2,04	0,66	- 0,49	0,47
SP2	2,31	0,36	0,44	0,8
SP3	2,55	0,46	0,30	0,7
SP4	2,90	0,41	0,23	0,72
SS1	1,72	0,68	0,06	0,49
SS2	2,48	0,30	- 1,45	0,48
SS3	2,84	0,38	- 1,23	0,47

Tous les sédiments de surface prélevés dans la partie Sud-Est du petit Golfe de Tunis

(secteur de Hammam-lif à Soliman plage) présentent un coefficient d'uniformité inférieur à 2 ; ceci sous entend que la granulométrie reste uniforme pour tous les sédiments prélevés.

Fig. 33- Carte de localisation des sites de prélèvement des sédiments analysés

Les courbes cumulatives de la côte de Hammam-lif correspondent, pour la plupart des

stations, à des sables bien à très bien classés à l'exception de HL11 et HL81 où les sables sont modérément classés (Fig. 34 et Fig. 36).

Les valeurs de la moyenne, comprises entre 2,20 et 2,52Ô, montrent que les sables de la région sont des sables fins.

Les valeurs de l'écart type (0,27 à 1,01Ô) permettent de distinguer deux groupes de

- Les sables de la plage de Borj Cédria au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane :

La moyenne présente des valeurs comprises entre 0,70 et 2,81c1, ce qui permet de

L'écart type ou indice de classement présente des valeurs comprises entre 0,23 et 0,84c1.

Le skewness présente des valeurs généralement négatives allant de -2,84 à 0,13c1 ; ainsi, la

Les courbes cumulatives correspondant aux sables de Solimar plage, entre les deux brises lames, présentent une forme sigmoïde plus ou moins régulière et très redressée avec des pentes assez fortes ; c'est l'indice d'un bon classement (Fig. 41).

Les valeurs de la moyenne granulométrique sont comprises entre 2,04 et 2,90c1 ce qui indique la dominance des sable fins dans la région.

D'autre part, les valeurs de l'écart type varient de 0,36 à 0,66c1, ce qui signifie que dans la majorité des stations étudiées, les sables sont bien classés (0,36< ó <0,46c1) à l'exception d'une seule station (SP1) où les sédiments sont des sables modérément classés (0,66c1).

Les valeurs du skewness sont comprises entre -0,49 et 0,44c1. Les valeurs de la dissymétrie sont généralement positives ce qui suppose une prépondérance des sédiments fins.

L'analyse granulométrique des sédiments de surfaces prélevés à l'embouchure de la

L'écart type présente des valeurs allant de 0,30 à 0,68c1, ce qui indique l'existence de trois

Les valeurs du skewness sont négatives pour la plupart des stations ce qui suppose une

Le diagramme de Passega : La projection des points sur le diagramme de Passega est dans le domaine RQ ce qui montre que le mode de transport dominant est la suspension graduée pour tout le secteur de Hammam-lif à Soliman (Fig. 45).

IV.2. Nature minéralogique des sédiments superficiels :

Les diagrammes obtenus à la suite de l'analyse minéralogique, par diffraction aux rayons X, des sédiments superficiels du secteur d'étude (Fig. 33) montrent que les minéraux non argileux sont représentés principalement par le Quartz, la calcite et les feldspaths.

-Tableau XXIV : le taux (%) de minéraux non argileux dans les différentes stations

	Q	Ca	F	Ar	D
HL11	80,1	14,6	3,5	1,4	0,3
HL12	71,1	24,5	2,3	1,7	0,3
HL13	75,8	22	1,8	-	0,3
HL14	78,3	18,7	0,	2,2	-
HL81	82,2	14,2	2,0	1,3	0,3
HL82	79,6	15,5	3,2	1,3	0,3
HL83	83,3	14,3	0,7	1,5	0,2
HL84	80	14,2	3,4	2,0	0,3
S11	90,7	6,9	0,8	1,5	-
S12	93,6	5,4	0,8	-	0,20
S13	86,8	9,7	3,5	-	-
S14	83,9	9	6,7	-	0,4
S passe	93,9	3	0,7	2,3	-
S2	93,4	4,2	-	-	0,4
SP1	74 ,5	14,4	10,6	-	0,4
SP2	87,4	10,2	1,6	0,8	0,2
SS1	97,4	2,6	-	-	-
SS2	94	4	-	1	-
SS3	89,7	7,7	0,9	1 ,7	-

La détermination qualitative des minéraux par diffraction aux rayons X a montré la présence de 5 éléments : Quartz, Calcite, Feldspaths, Aragonite et dolomite.

Fig. 47- Histogrammes de fréquences représentants le taux moyen des minéraux dans les différentes stations de prélèvement

C'est le minéral le plus abondant dans les sédiments de surface ; son taux relatif varie de 71% (HL12) à 97% (SS1).

D'après la valeur moyenne du taux de quartz à travers toutes les stations, l'embouchure de sebkha Soliman présente le taux moyen le plus élevé avec 94% alors que la région de Hammam lif présente le taux moyen le plus faible avec 76% (Fig. 47).

- chimique par précipitation directe à partir des eaux chargées en HCO3 - et Ca⁺⁺ ;

La calcite constitue une fraction moins importante que le quartz. Sa teneur est élevée dans les sédiments superficiels des alvéoles HL12, HL78 et SP (Fig. 7) avec un taux qui varie entre 12% et 20% (Fig. 47). Ces alvéoles (Fig. 7), vu leur morphologie et leur structure, jouent le rôle de piège pour les débris des tests calcaires et des coquilles de divers organismes marins.

Ils sont présents en traces dans les sédiments de surfaces de l'embouchure de l'Oued Soltane et de la sebkha de Soliman (0,38% et 0,28%). Le taux moyen est plus significatif dans les autres stations allant jusqu'à 6,14% à Solimar plage (Fig. 47).

Le taux moyen de l'aragonite est très faible. Il s'agit d'un matériel assez instable qui tend à se transformer en calcite. Ce phénomène est accéléré par le réchauffement. Il est a noté que dans plusieurs organismes marins le test primitif est formé d'aragonite.

Ce minéral est détecté sous formes de traces mais il reste absent à l'embouchure de la sebkha de Soliman (Fig. 7).

IV.3. Conclusion :

Les sédiments de surfaces de la plage du secteur ouest du petit Golfe de Tunis, qui s'étend de Hammam-lif à la Sebkha de Soliman, sont constitués principalement de sables fins bien à

très bien classés à l'exception des sédiments grossiers et graviers, modérément à bien classés, au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane et de la Sebkha de Soliman.

La dynamique fluviale régionale, le régime hydrodynamique local et la dynamique éolienne jouent un rôle capital dans cette distribution. En effet, pour les régions de Hammam-lif, Borj Cédria et Solimar plage l'énergie de la houle permet un meilleur classement des sables à l'exception des stations situées sur le rivages, caractérisées par des sédiments grossiers modérément classés, qui sont le siège d'un double apports : un premier apport éolien provenant des dunes bordières et un second apport de moindre importance provenant du déferlement de la houle sur le rivage car la mer aurait plutôt tendance à éroder qu'à déposer des matériaux sur la plage ( Kouki, 1984).

De même les embouchures de l'oued Soltane et la Sebkha de Soliman présentent un mauvais classement des sédiments qui trouve son origine dans les apports fluviales, relativement importants pendant les périodes de crues (automne, hiver) et riches en matériel détritique relativement grossiers qui a tendance à se déposer au niveau des embouchures. D'autre part, l'embouchure de Sebkha de Soliman pourrait recevoir des sédiments provenant de la falaise gréso-marneuse du djebel Korbous drainés par les courants NE (Kouki, 1984).

Les résultats ont montré que, généralement, la granulométrie diminue du rivage vers les brise-lames, et les observations de terrain indiquent que les sédiments à proximité de ces aménagements semblent être des sables vaseux. Le tombolo, résultat de l'accumulation des sédiments derrière les brises lames, est alimenté par des particules fines arrachées aux zones érodées par l'action de la houle (Zeggaf-Tahri, 1999).

La moyenne granulométrique est décroissante du rivage vers le large (des sables grossiers et graviers vers les sables fins). Il existerait donc un gradient sédimentaire de sable, une diminution des calibres des sédiments qui se fait en fonction de l'éloignement de la côte et de la diminution de l'action des houles vers le large. Dans le golfe de Tunis la faible tranche d'eau favorise principalement l'action de la houle dans la distribution des sédiments (Kouki, 1984). La suspension graduée semble être le mode de transport dominant dans le secteur d'étude.

L'analyse minéralogique des sédiments de surfaces du littorale étudiée montre que ces sédiments possèdent une double origine.

Le quartz et le feldspath proviendraient du continent. Quant à la calcite, elle aurait une origine organique.

Dans cette étude on a pu détecté l'aragonite qui n'a pas été mentionnée dans des études précédentes (El Arrim, 1996).

V. Dosage des métaux lourds dans les sédiments superficiels :

V.1. Résultats et discussions :

Le but est d'étudier la distribution spatiale de la concentration des métaux lourds (Ni, Pb, Zn, Mn, Cu, Cr et Cd) dans les sédiments superficiels de la frange littorale du petit golfe de Tunis comprise entre Hammam lif et Soliman plage.

Les échantillons ont été prélevés à Hammam lif (HL12 et HL78), à Borj Cédria au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane, à Solimar plage (SP) et au niveau de l'embouchure de la sebkha de Soliman (Fig. 7).

Il est à noter que la teneur en Cd est inférieure à la limite de détection du spectromètre d'émission utilisé.

Tableau XXV : teneurs (en ppm) des métaux lourds dans les sédiments superficiels de

	Pb	Cu	Zn	Mn	Cr	Ni	Cd
HL12	1,7	9,3	70,4	311,5	25,9	<0,0	<0,0
						1	1
HL78	4,3	8,4	57	266,9	30	<0,0	<0,0
						1	1
Emb.O.Soltan	36,4	11,9	49	186,7	76,7	8,1	<0,0
e	6						1
SP	<0,0	3,2	43,4	611	33,8	<0,0	<0,0
	1					1	1
Emb.S.Solima	12,9	4,1	25,6	261,3	33,1	1,7	<0,0
n							1

Dans les sédiments superficiels, de notre secteur d'étude, les teneurs en plomb varient entre 1,7 et 36,46 ppm. Dans les échantillons de sédiments prélevés au niveau de SP le plomb n'a pas été détecté (Tableau XXV).

Les valeurs enregistrées sont inférieures aux seuils de contamination et de pollution (Tableau XXIX) et se situent dans la gamme de variation des teneurs moyennes des sédiments marins (Tableau XXVIII).

Fig. 48- Histogrammes de fréquences des teneurs en Pb (en ppm) dans les sédiments

Dans la région de Hammam lif, on a enregistré au niveau de HL78 une teneur de l'ordre 4,3 ppm. Tandis qu'au niveau de HL12 la teneur mesurée est de 1,7 ppm. Cette différence serait due peut être au fait que l'espacement et le décalage entre les brises lames HL1 et HL2 sont assez importants favorisant ainsi l'action des facteurs hydrodynamiques à l'intérieur de l'alvéole (HL12), contrairement à l'alvéole (HL78) située entre les brise-lames HL7 et HL8 où l'espacement est assez faible et le milieu est plus confiné (Fig. 48).

D'après Ben Charrada (1997) l'origine du Pb dans la région ne peut être que la zone industrielle de Ben Arous où on note deux grandes usines de fabrication de batteries qui utilisent de grandes quantités de Pb et rejettent une partie dans l'oued Méliane (Ben Charrada, 1997) (Fig. 4).

Dans la région de Hammam lif, la source des métaux lourds pourrait être soit le lac sud de Tunis (Bonnard et Gardel, 1996) à cause de sa proximité d'une zone industrielle (Ben Arous et Jbel Jloud) où la pollution est encore mal contrôlée, soit l'oued Méliane grâce aux courants qui dérivent vers le Sud-Est notamment en hiver grâce aux vents dominant de N-NW.

La teneur en Pb relevée dans les sédiments de l'embouchure de l'oued Soltane (36,46 ppm) est relativement élevée mais reste au dessous du seuil de contamination (Tableau XXIX)

malgré le rôle que jouent les stations d'épuration situées en amont de l'oued Soltane (STEP Menzel Bouzalfa) dans le traitement des eaux et l'élimination du Pb. L'origine du plomb serait soit la zone industrielle de Borj Cédria et de Soliman, soit les engrais contenant des quantités notables en Pb.

La teneur en Pb dans la sebkha de Soliman (12,9 ppm) est de loin inférieure au seuil de contamination. Ceci pourrait être dû à la pauvreté des apports terrigènes en Pb.

Les sédiments vaseux et l'accumulation de la matière organique au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane et sebkha de Soliman joueraient un rôle important dans la rétention et l'accumulation des éléments traces notamment le Pb au niveau des sédiments de ces deux stations.

En général, l'origine du Pb dans la baie de Tunis serait essentiellement la pollution atmosphérique. En effet, 70 % du Pb introduit dans le milieu marin à partir de l'atmosphère où se condensent les fumées des fonderies et des incinérateurs et surtout le gaz d'échappement des véhicules automobiles en plus de l'activité portuaire (Zeggaf-Tahri, 1993).

En comparaison avec les valeurs de quelques études antérieures, les teneurs en Pb des sédiments analysés peuvent être considérée comme faibles (Tableaux XXVI et XXVII).

Tableau XXVI : teneurs en ppm de Pb, Cd, Zn et Cu dans les sédiments superficiels

Tableau XXVII: teneurs en ppm de Pb, Zn, Cu, Ni et Co dans les sédiments superficiels
au large du golfe de Tunis

Tableau XXVIII : teneur moyenne des métaux lourds (en ppm) dans les sédiment
marins (Sherrine in Chabert 1979)

Tableau XXIX : seuil de contamination et de pollution des sédiments marins (Chabert

Les industries de cuivre constituent la principale source de cuivre. Ce minéral est utilisé en agriculture comme insecticide antiparasitaire (Zeggaf-Tahri, 1993).

Dans les sédiments analysés les teneurs en cuivre sont comprises entre 3,2 et 11,9 ppm (Tableau XXV). Ces teneurs sont au dessous du seuil de contamination et de pollution (Tableau XXIX).

La plupart des concentrations mesurées demeurent au dessous de la gamme de variation des teneurs moyennes en Cu dans les sédiments marins (Tableau XXVIII).

Au niveau de HL12 et HL78, on a enregistré respectivement des teneurs de l'ordre de 9,3 et 8,4 ppm. Ces teneurs, relativement élevées, sont dues peut être au fait que les alvéoles HL12 et HL78 riches en matière organique seraient devenues des pièges pour les particules fines fixant du cuivre provenant de l'oued Méliane et transportées par le transit sédimentaire depuis l'embouchure de l'oued jusqu'à la région de Hammam lif (Fig. 7).

Fig. 49- Histogrammes de fréquences des teneurs en Cu (en ppm) dans les sédiments

La teneur relativement importante en Cu, mesurée dans les sédiments superficiels de l'embouchure de l'oued Soltane (11,9 ppm), montre que cet oued constituerait vraisemblablement une source de cuivre dans le secteur d'étude. Le Cu proviendrait du lessivage des terrains agricoles qui utiliseraient des insecticides contenant du cuivre. Ils proviendraient probablement aussi de la zone industrielle de Borj Cédria où il y a des unités industrielles qui utilisent et produisent le Cu (Fig. 49).

La faible teneur en Cu, relevée au niveau de l'alvéole de Solimar plage SP (3,2 ppm), peut être expliquée par la faible accumulation de cet élément dans ce milieu.

Au niveau de sebkha de Soliman la teneur enregistrée est relativement faible (de l'ordre de 4,1 ppm), pourtant elle constitue le réceptacle de la plupart des cours d'eau qui drainent les

terrains agricoles au Nord-Est et les rejets de canalisation de l'ONAS de la ville de Soliman. Les stations d'épuration joueraient un rôle considérable dans l'élimination d'une grande partie du Cu.

Les teneurs enregistrées dans tout le secteur d'étude sont relativement faibles. En effet, il semble que les nitrates, les chlorures et les sulfates de cuivre, formes sous lesquels est introduit cet élément, sont des sels très solubles dans l'eau de mer ce qui baisse sa teneur dans les sédiments (Chabert, 1979).

Les valeurs mesurées dans la présente étude sont proches de celles trouvées dans des études antérieures (Tableaux XXVI et XXVII).

Dans les sédiments de surfaces analysées, les teneurs en Zn varient entre 25,6 et 70,4 ppm (Tableau XXV). Les teneurs mesurées restent dans la gamme de variation des teneurs moyennes en Zn dans les sédiments marins (tableau XXVIII). Pour la plupart des stations la teneur en Zn est assez élevée mais demeure au dessous du seuil de contamination et de pollution (Tableau XXIX) à l'exception de HL12 où on enregistre une contamination des sédiments par le zinc (70,4 ppm).

Fig. 50- Histogrammes de fréquences des teneurs en Zn (en ppm) dans les sédiments

L'origine de la contamination de l'alvéole HL12 par Zn serait probablement les rejets de la zone industrielle de Ben Arous-Jbel Jloud et le lessivage par les eaux de pluies des terrains

agricoles avoisinants qui utiliseraient le zinc dans les insecticides (Fig. 4). Ces rejets contaminés par le Zn seraient déversés dans la mer par le biais de l'oued Méliane. Les particules fines renfermant du Zn seraient emportées par un éventuel transit sédimentaire Nord-Est vers la partie sud du golfe. La matière organique (laisses de posidonies) accumulée dans l'alvéole semble avoir un rôle important dans la fixation des métaux lourds.

La teneur mesurée au niveau de Solimar plage SP (43,4 ppm) est relativement importante. La présence de Zn dans cette alvéole est tributaire d'un apport terrigène de sédiments fins renfermant du zinc provenant de l'oued Soltane. En effet, on a détecté une teneur assez élevée de cet élément dans les sédiments de l'embouchure de l'oued Soltane dont l'origine serait probablement la zone industrielle de Borj Cédria et les activités agricoles (sels de zinc en insecticides) (Zeggaf-Tahri, 1993).

La morphologie des alvéoles (milieux semi fermés), le faible hydrodynamisme, l'accumulation de matière organique (laisses de posidonies) et la texture fine des sédiments semblent favoriser l'accumulation du Zn dans ces milieux. Ces alvéoles semble être des zones pièges pour le Zn.

On a relevé la plus faible teneur en Zn dans les sédiments de la sebkha de Soliman (Fig. 50). Ceci montrerait peut être que soit la décantation des particules fines riches en Zn, provenant des rejets de la ville de Soliman, se fait à l'intérieure de la sebkha vue la faible circulation d'eau et la nature argileuse du fond, soit que la majeur partie du Zn est éliminée par les traitements des stations d'épuration (STEP) situées sur l'oued El Bey (Fig. 4).

Comparées aux valeurs mentionnées dans des études antérieures (Tableaux XXVI et XXVII), les teneurs en zinc enregistrées dans notre secteur d'étude demeurent presque similaires.

Les teneurs en Mn dans les sédiments superficiels, de la frange littorale étudiée, sont comprises entre 186,7 et 611 ppm (Tableau XXV). Ces valeurs restent dans la gamme des teneurs moyennes en Mn enregistrées dans les sédiments marins (Tableau XXVIII).

Les sédiments de surfaces des alvéoles HL12, HL78 et SP semblent être le siège d'accumulation du Mn (Fig. 7). En effet, les teneurs les plus élevées ont été enregistrées dans ces stations notamment au niveau de l'alvéole de Solimar plage (611 ppm) ce qui illustre l'influence des facteurs hydrodynamiques et physico-chimiques (pH élevé) au niveau de ces stations (Fig. 51).

Les faibles teneurs dans les sédiments de l'embouchure de l'oued Soltane (186,7 ppm) témoigneraient d'un apport terrigène provenant de l'oued pauvre en manganèse.

Fig. 51- Histogrammes de fréquences des teneurs en Mn (en ppm) dans les sédiments

Au niveau de l'embouchure de sebkha de Soliman la teneur en Mn est relativement importante (261,3 ppm). L'origine du Mn dans la sebkha serait probablement les rejets de la zone industrielle de Soliman et des eaux usées de la ville de Soliman (Fig. 4).

Dans le secteur d'étude, l'activité industrielle semblerait être à l'origine de l'augmentation du manganèse dans le milieu.

Les teneurs en Mn enregistrées dans la présente étude sont très proches de celles trouvées par Zeggaf-Tahri (1993) (72 - 626 ppm).

Les teneurs en chromes varient peu dans les sédiments de surface du secteur d'étude (25,933,8 ppm) à l'exception de l'alvéole de Solimar plage SP où la teneur en Cr (76,7 ppm) est relativement élevée (Fig. 52).

Toutefois les valeurs mesurées se situent dans la gamme de variation des teneurs moyennes en chrome dans les sédiments marins (tableau XXVIII). Ces teneurs témoignent d'un milieu dont les sédiments ne sont pas contaminés par le Cr.

Les teneurs en Cr mesurée dans HL12 et HL78 sont faibles et respectivement 33,8 et 25,9 ppm. Le chrome détecté dans la région de Hammam lif semble provenir de la zone industrielle de Ben Arous. Les rejets riches en Cr seraient déversés, par le biais de l'oued

Méliane, dans la mer au niveau de Rades (Fig. 4). Les particules fines renfermant du Cr seraient probablement emportées soit par les courants de retour vers le large soit par un éventuel transit sédimentaire ,qui dérivent vers le Sud-Est favorisé par les vents N-NW dominants en hiver, vers la frange littorale Sud du golfe de Tunis jusqu'à Hammam lif.

Fig. 52- Histogrammes de fréquences des teneurs en Cr (en ppm) dans les sédiments

La teneur la plus élevée en chrome a été enregistrée dans les sédiments de surface de SP (76,7 ppm) (Fig. 53). L'alvéole de Solimar plage semble être une zone piège pour le Cr vue la texture fine des sédiments aux alentours des brise-lames, l'accumulation de la matière organique (algues et feuilles de posidonies) et l'absence de remise en suspension des particules fines à cause du faible hydrodynamisme.

La teneur en Cr enregistrée au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane est de l'ordre de 33,1 ppm. L'origine du chrome dans cette station serait vraisemblablement les industries de traitement de surface et de textile de la zone industrielle de Borj Cédria qui rejetteraient d'importantes quantités de Cr dans la mer par le biais de l'oued Soltane. Cet oued semble être une source importante du chrome dans la frange littorale comprise entre Borj Cédria et Soliman plage.

La teneur en Cr enregistrée au niveau de l'embouchure de la sebkha de Soliman est de l'ordre de 30 ppm. Le Cr détecté serait issu probablement des industries de textile de la ville de Soliman et des rejets des eaux usées de l'ONAS dans la sebkha.

En comparaison avec des valeurs trouvées par Zeggaf-Tahri (1993) dans la baie de Tunis, les teneurs enregistrées dans la présente étude sont considérés comme faibles.

Les teneurs en Ni enregistrées sont largement inférieures aux normes tunisiennes relatives au Ni (INNORPI, 1989a) qui est égale à 2 mg/l (66,6 ppm) et sont de loin au dessous des valeurs trouvées par Added et al., (2003) au large du golfe de Tunis (Tableau XXVII). Les sédiments du secteur d'étude ne sont pas contaminés par le Ni (Fig. 53).

Fig. 53- Histogrammes de fréquences des teneurs en Ni (en ppm) dans les sédiments des

On n'a détecté le nickel que dans les sédiments des points de rejets. Ce qui indiquerait l'origine terrigène du nickel dans la frange littorale étudiée. Au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane et de sebkha de Soliman, les sédiments de surface, de nature argileuse (vase), retiennent les métaux lourds notamment le nickel.

Les faibles teneurs enregistrées au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane (8,1 ppm) et de l'embouchure de sebkha de Soliman (1,7) s'expliqueraient par le fait que les rejets terrigènes qui se déversent dans le secteur sont probablement pauvres en Ni. En effet, ce métal est éliminé en grande partie par les processus de traitement au niveau des stations d'épuration (Ben Charrada, 1997).

Les teneurs en Ni mesurées dans les sédiments de HL12, HL78 et SP sont négligeables.

V. 2. Conclusion :

L'analyse géochimique des sédiments superficiels de la frange littorale, qui s'étend de Hammam lif jusqu'à la sebkha de Soliman (Fig. 7), montre que les teneurs enregistrées en métaux lourds dans les sédiments sont de loin inférieures au seuil de pollution malgré une activité industrielle, urbaine et agricole développée. Cependant, on a enregistré la contamination des sédiments de HL12 par le Zinc. Celle-ci serait probablement due aux rejets urbains, agricoles et surtout industriels.

Les différences des teneurs en métaux enregistrées dans les stations sont dues en partie aux caractéristiques que possèdent les métaux à se lier aux argiles, aux carbonates par processus de d'absorption et co-précipitation, aux oxydes qui sont des pièges efficaces des métaux et enfin à la matière organique qui est sensible au changement du pH (Chokri et al., 2006). La matière organique constitue le principal facteur d'accumulation des métaux dans les sédiments près des embouchures (Added, 1981).

Le réseau hydrologique joue un rôle assez important dans l'alimentation de la zone côtière de la Banlieue Sud en sédiments chargés de métaux lourds. L'oued Méliane reçoit les débits des eaux usées épurées des STEP de Sud Méliane, de Morneg et à termes ceux de la STEP Tunis Ouest. L'oued Soltane, de sa part, passe non loin des agglomérations de Menzel Bouzelfa, de Grombalia et de Soliman et drainent les effluents de trois stations d'épurations de l'ONAS de ces agglomérations (Boussoufa, 2005).

La comparaison de ces résultats avec ceux des travaux ultérieures, montre que les teneurs en éléments traces mesurées sont relativement inférieures à ceux trouvées par Added et al,. (2003) (tableau XXVII). Ces auteurs ont montré que le courant de fond traversant l'axe du golfe de Tunis empêcherait les particules fine de se déposer, les entraînant, soit vers le large soit vers le Sud-Est (île de Zembra). En effet, il existerait une zone d'accumulation des métaux lourds dans la région centrale du golfe suite à la convergence des deux principales branches, l'une contourne la côte Ouest et se dirige vers le Sud et l'autre est de direction Nord Ouest-Sud Est (Fig. 2).

La distribution spatiale de ces éléments concorde avec celle de Ben Charrada (1997) et confirme l'idée de Zeggaf-Tahri (1993) sur le rôle que jouent les alvéoles dans le piégeage des métaux lourds.

Les éléments traces ont une tendance à s'agglomérer avec les particules fines qui sédimentent dans les zones où les courants sont atténués et ont une forme giratoire (Ben Charrada, 1997).

Une étude de la matière organique serait intéressante pour mieux expliquer les variations des teneurs des métaux lourds dans le milieu.

Cependant cette approche d'évaluation de la pollution par des éléments métalliques dans les sédiments, est insuffisante lorsqu'il s'agit de suivre l'évolution des éléments polluants dans l'écosystème et leurs effets sur les biocénoses. C'est pour ceci qu'une étude biologique complémentaire basée sur l'analyse des métaux lourds au niveau de l'organisme d'un bivalve, le Donax trunculus, a été effectuée (Paragraphe VI).

VI. Dosage des éléments traces chez un mollusque bivalve : Donax trunculus :

VI.1. Résultats et discussions :

Le dosage a été effectué pour la détermination de 7 éléments traces (Ni, Cd, Pb, Cu, Cr, Mn et Zn), mais seuls 3 éléments ont pu être détectés : Mn, Pb et Zn.

Tableau XXX : teneurs (en ppm) des éléments traces chez le Donax trunculus dans les
différentes stations du secteur d'étude

Le prélèvement des échantillons a été effectué en été au niveau de HL12, Borj Cédria, Solimar plage et l'embouchure de sebkha de Soliman, en raison de l'abondance du Donax trunculus dans ces sites (Fig. 7).

Les bivalves prélevés dans la station de Borj Cédria sont considérés comme l'échantillon témoin, vue que cette station présente une zone vierge non aménagée.

Le Donax trunculus est un bivalve suspensivore qui se nourrit essentiellement de phytoplancton, de zooplancton et de la matière organique du sédiment (Ghazali, 2005). Il absorbe ainsi une partie des métaux accumulés dans les sédiments et dans l'eau qui vont par la suite passer dans les organes du bivalve. Le taux d'échange à l'interface eau-sédiment des éléments nutritifs et des métaux lourds dépend de la quantité de la matière organique dégradée dans le sédiment (Added, 2002).

Ce mollusque semble apprécier les fonds de sable fins et propres ainsi que des conditions environnementales bien déterminées. C'est un animal caractéristique d'un milieu exposé et pauvre en matière organique (Boussoufa, 2005).

Le manganèse est un élément essentiel pour l'organisme et il n'est pas considéré comme un élément toxique (Ben Charrada, 1997).

La teneur la plus élevée en Mn a été enregistrée au niveau de l'embouchure de sebkha de Soliman 7,5 ppm alors que la valeur la plus faible a été enregistrée à Borj Cédria 0,9 ppm (Tableau XXX).

Fig. 54- Histogrammes de fréquences des teneurs en Mn (en ppm) chez le bivalve
Donax trunculus prélevé au niveau des stations étudiées

Il est à noter que la teneur en Mn dans les bivalves, vivants au niveau de HL12 (5,3 ppm), est relativement importante probablement à cause d'une absorption directe du Mn à partir d'un milieu semi-fermé très chargé en manganèse. En effet, l'étude géochimique des

sédiments superficiels a montré que la teneur est très élevée dans les sédiments de surface de HL12 (paragraphe V).

Il semble que les Donax, vivant dans les plages de Borj Cédria, accumuleraient beaucoup moins de Mn dans leurs tissus que ceux vivant au niveau de l'embouchure de sebkha de Soliman (Fig. 54). Ceci revient peut être au fait que les bivalves vivant au niveau de l'embouchure de la sebkha sont exposés aux sources de rejets riches en éléments contaminants provenant de la sebkha ce qui provoque un phénomène d'adsorption ou assimilation (absorption) dans les organes de ces mollusques bivalves. D'après Added (2002), le taux d'échange entre le sédiment et l'eau est une donnée importante pour évaluer l'impact des éléments dissous provenant du sédiment sur l'environnement aquatique.

Les bivalves, vivant dans l'alvéole de Solimar plage, présentent des concentrations assez faibles en Mn (1,6 ppm) malgré des teneurs maximales dans les sédiments superficiels de SP (611 ppm) (paragraphe V).

Tableau XXXI : normes internationales (en ppm) des métaux lourds pour le contrôle de la consommation et de la commercialisation des produits marins (Ben Moussa, 1996)

Les teneurs en zinc ont été enregistrées seulement dans les échantillons prélevés au niveau de HL12 (6,7 ppm) et de l'embouchure de la sebkha de Soliman (5,3 ppm) (Tableau XXX).

Au niveau de Hammam lif, les bivalves semblent absorber le zinc à partir d'un milieu dont les sédiments sont contaminés par le Zn (70,4 ppm) (voir paragraphe V). Les animaux, vivants à l'embouchure de sebkha de Soliman, sont exposés aux rejets urbains, domestique et industriels contenant du Zn. Dans les autres stations les teneurs en zinc restent négligeables malgré que les concentrations enregistrées dans les sédiments de ces stations sont assez importantes.

Les teneurs enregistrées au niveau de HL12 et à l'embouchure de Solimar plage ne dépassent pas les seuils imposés par les normes internationales (1994) et de Mauvais et Alizeu

(1994) (Tableau XXXI). Les tissus du Donax trunculus dans ces sites ne sont pas contaminés par le Zn.

Fig. 56- Histogrammes de fréquences des teneurs en Zn (en ppm) chez le bivalve

VI.2. Conclusion :

La comparaison des teneurs des métaux lourds au niveau des bivalves prélevés dans la plage de Borj Cédria (échantillon témoin) et ceux prélevés dans les autres stations du secteur étudié, nous donne une idée sur l'accumulation des métaux lourds au niveau des bivalves.

L'analyse des métaux lourds dans le Donax trunculus révèle la présence généralisée du manganèse dans des proportions variables. Ceci revient au fait que cet élément est un composant essentiel dans le métabolisme de ce bivalve. C'est un constituant de nombreux enzymes dont les plus importantes sont l'anhydrase carbonique et la carboxypeptidases secrétée dans l'intestin grêle (Baccari, 2005).

On n'a pas détecté le Pb dans les bivalves vivants dans la plupart des stations. Cependant une faible teneur (0,47 ppm) a été enregistrée dans les tissus des Donax de HL12.

Le zinc est détecté seulement dans les Donax vivant à HL12 et à l'embouchure de sebkha de Soliman, deux stations, qui reçoivent des eaux chargées en Zn provenant des rejets dans l'oued Méliane pour la première et des rejets dans la sebkha de Soliman pour la deuxième station.

Pour les éléments Ni, Cd, Cu et Cr il y a absence d'accumulation au niveau des bivalves prélevés ; ceci s'expliquerait par le fait que ces éléments ne sont pas sujets d'une contamination dans le secteur étudié (paragraphe V).

L'absorption et la distribution spatiale des métaux chez le Donax semblent être liée à la concentration de ces métaux dans l'eau et les sédiments, à la nature de l'élément et sa toxicité, à la durée d'exposition et aux conditions physico-chimiques du milieu.

La toxicité des éléments traces pour la vie aquatique dépend de leur forme physico-chimique, mais aussi d'une grande part des facteurs physiques et chimiques du milieu comme la température, le pH, l'oxygène dissous la salinité et la matière organique (Zeggaf-Tahri, 1993).

En perspective, une étude physiologique pour la détermination des teneurs en métaux lourds dans les différents organes du Donax trunculus (coquille et tissus) serait fort intéressante pour l'identification des organes de stockage des éléments traces et les différents processus de la bioaccumulation.

VII. Etude de la biocénose :

Les espèces végétales et animales rencontrées dans le secteur d'étude (Fig. 5) ont été

rassemblées suivant leurs distributions spatiale et saisonnière dans les tableaux suivants :

Tableau XXXII : Distribution spatiale de la biocénose dans le secteur d'étude pendant

Classification			HL12	HL78	Emb.O. Soltane	SP	Soliman	Emb.S.Soliman
Algues	Algues vertes	Ulva rigida	-	-	-	+ -	+	+++
		Codium vermilara	-	-	+	+ -	+	++
		Codium bursa	-	-	-	++	-	+
		Chaetomorpha linum	+ -	+ -	-	+	++	+ -
		Enteromorpha intestinalis	-	-	+	-	-	+
		Cladophora prolifera	-	-	-	-	-	++
		Cladophora sp	-	-	-	-	-	-
		Caulerpa racemosa	-	-	-	-	-	-
		Gracilaria verrucosa	-	-	-	-	-	-
	Algues rouges	Corallina rubrum	-	-	-	++	+	-
	Algues rouges	Peyssonelia sp	-	-	-	+ -	-	-
	Algues brunes	Padina pavonina	+	++	-	-	+	+ -
Phanérogames		Posidonia oceanica (laisses)	+	++	+	+++	++	++
Phanérogames		Zostera marina	-	-	-	-	-	+
Cnidaires (cl anthozoaires)		Anemonia viridis	+ -	-	-	++	++	-
Annélides (polychètes sédentaires)		Sabella pavonina	-	-	-	++	+	-
Annélides (polychètes sédentaires)		Protula intestinum	-	-	-	+ -	-	-
Urocordés Tuniciers ascidie		Clavelina lepodiformis	-	-	-	-	+ -	-
Mollusques	Bivalves	Donax trunculus	++	+ -	+++	+++	+ -	-
		Mactra corallina	+ -	+ -	-	++	+ -	-
		Arca noe	+ -	+ -	-		-	+
		Cerastoderma glaucum	+	+	-	+ -	-	-
		Glycemeris violecescens	+ -	+ -	-	-	-	-
		Tapes sp	+ -	+ -	-	-	-	-
		Mytilus edulis	+ -	+ -	-	-	-	-
		Mytilus galloprovincialis	+-	+-	-	+-	-	-
		Cardium sp	-	-	-	-	-	-
		Cardium edule	+ -	+ -	+	+ -	-	+
		Ensis siliqua	-	-	-	+ -	-	-
		Modiolus barbatus	-	-		+ -	-	-
		Venus verrucosa	-	-	-	-	+ -	-
		Venus gallina	-	-	-	-	+ -	-
		Globivenus	-	-	-	-	-	+++

		effossa
		Pinctada radiata	-	-	-	-	-	-
		Ostrea sp	-	-	-	-	-	-
		Tellina incarnata	-	-	-	-	-	-
		Lithophaga lithophaga	-	-	-	-	-	-
		Lima inflata	-	-	-	-	+ -	-
	Gastéropodes	Berthellina adwardsii	-	-	-	-	-	-
		Natica josephina	-	-	-	-	-	-
		Aplysia fasciata	-	-	-	-	-	-
		Gibbula sp	-	-	-	-	-	-
		Phyllonotus trunculus	-	-	-	+ -	-	-
		Nassarus mutabilis	-	-	-	+ -	-	-
		Fucus syrracusanus	-	-	-	-	-	+++
		Euthria corneum	-	-	-	-	-	-
		Bolinus brandaris	-	-	-	-	-	-
		Conus mediterraneus	-	-	-	-	-	-
		Littorina neritoides	-	-	-	-	-	-
		Cassidaria tyrrhena	+	+	-	+++	++	-
		Cerithium vulgatum	-	-	-	-	-	+ -
		Monodonta turbinata	-	-	-	-	-	-
		Patella coerulea	-	-	-	++	-	-
	Céphalopodes	Octopus vulgaris	+ -	+ -	-	++	+++	-
	Céphalopodes	Sepia officinalis	-	-	-	+ -	+	-
Echinodermes	Echinides	Paracentrotus lividus	-	-	-	-	-	-
Echinodermes	Ophiures	Ophiura ophiopsila	-	-	-	+ -	+	++
Crustacés	Décapodes	Carcinides mediterraneus	++	+	+	+++	++	-
	Isopodes	Zenobiana prismatica	-	-	-	+ -	-	-
		Dynamenella sp	-	-	-	+ -	-	-
		Fissurela intestinalis	-	-	-	+ -	-	-
	Amphipodes	Caprella sp	-	-	-	++	-	-
		Corophium volutator	-	-	-	++	+ -	+
		Gammarus sp	-	-	-	++	+	-
		Rubia sp	-	-	-	-		+
	Cirripèdes	Balanus balanoides	-	-	-	++	-	-
Poissons		Mugil cephalus	+	+	+	+ +	+++	+++
		Liza ramada	+ -	+ -	-	+ -	++	+
		Diplodus sp	+	+ -	-	+ -	+ -	-
		Sparus auratus	+ -	-	-	+	+	-
		Dicentrarchus labrax	+ -	+ -	-	+	+	-
Oiseaux	Laridés	Larus sp	+ -	+ -	+	-	-	++

Tableau XXXIII : Distribution spatiale de la biocénose dans le secteur d'étude pendant

Classification			HL12	HL78	Emb.O. Soltane	SP	Soliman	Emb.S.Soliman
Algues	Algues vertes	Ulva rigida	+ -	+ -	+	+	+	++
		Codium vermilara	-	-	+	+ -	+	+ -
		Codium bursa	-	-	-	++	-	+
		Chaetomorpha linum	+ -	+ -	-	+	+	-
		Enteromorpha intestinalis	-	-	+ -	-	-	+ -
		Cladophora prolifera	-	-	-	-	-	++
		Cladophora sp	-	-	-	-	-	-
		Caulerpa racemosa	-	-	-	-	-	-
		Gracilaria verrucosa	-	-	-	-	-	-
	Algues rouges	Corallina rubrum	-	-	-	+ -	+ -	-
	Algues rouges	Peyssonelia sp	-		-	+ -	-	-
	Algues brunes	Padina pavonina	-	+	-	-	-	-
Phanérogames		Posidonia oceanica (laisses)	+++	+++	-	+++	+ +	+++
Phanérogames		Zostera marina	-	-	-	-	-	+
Cnidaires (cl anthozoaires)		Anemonia viridis	-	-	-	+	+	-
Annélides (polychètes sédentaires)		Sabella pavonina	-	-	-	+	+	-
Annélides (polychètes sédentaires)		Protula intestinum	-	-	-	+ -	-	-
Urocordés Tuniciers ascidie		Clavelina lepodiformis	-	-	-	-	+ -	-
Mollusques	Bivalves	Donax trunculus	+ -	+ -	+++	+ -	+ -	-
		Mactra corallina	+++	+++	+++	+	+ -	+ -
		Arca noe	+-	+	+	-	-	+ -
		Cerastoderma glaucum	-	-	-	+ -	-	-
		Glycemeris violecescens	+ -	+ -	+++	-	-	-
		Tapes sp		-	-	-	-	-
		Mytilus edulis	+ -	+ -	-	-	-	-
		Mytilus galloprovincialis	-	+ -	+ -	+ -	-	-
		Cardium sp	-	-	+ -	-	-	-
		Cardium edule	+++	+	+ -	+ -	-	+
		Ensis siliqua	-	+	+ -	+ -	-	-
		Modiolus barbatus	-	-	-	+ -	-	-
		Venus verrucosa	-	-	-	-	+ -	-
		Venus gallina	-	-	-	-	+ -	-
		Globivenus effossa	-	+	+ -	-	-	+++
		Pinctada radiata	-	-	-	-	-	++
		Ostrea sp	-	-	-	-	-	++

		Tellina incarnata	-	-	+ -	+ -	-	+ -
		Lithophaga lithophaga	-	-			-	-
		Lima inflata	-	-	-	-	-	-
	Gastéropodes	Berthellina adwardsii	-	-	-	-	-	-
		Natica josephina	-	+	-	+	-	-
		Aplysia fasciata	-	-	-	-	-	-
		Gibbula sp	-	-	-	-	-	-
		Phyllonotus trunculus	-	-	-	+ -	-	-
		Nassarus mutabalis	-	-	-	-	-	-
		Fucus syrracusanus	-	-	-	-	-	+++
		Euthria corneum	-	+	-	-	-	-
		Bolinus brandaris	-	+	-	-	-	-
		Conus mediterraneus	-	-	-	-	-	-
		Littorina neritoides	+	+	-	+++	++	-
		Cassidaria tyrrhena	-	-	-	-	-	-
		Cerithium vulgatum	-	-	-	-	-	-
		Patella coerulea	+	+ -	-	++	-	-
	Céphalopodes	Octopus vulgaris	+ -	+ -	-	+	++	-
	Céphalopodes	Sepia officinalis	-	-	-	-	-	+ -
Echinodermes	Echinides	Paracentrotus lividus	-	-	+ -	+ -
Echinodermes	Ophiures	Ophiura ophiopsila	-	-	-	+ -	+ -	+
Crustacés	Décapodes	Carcinides mediterraneus	+ -	-	-	+ -	-	-
	Isopodes	Zenobiana prismatica	-	-	-	+ -	-	-
		Dynamenella sp	-	-	-	+ -	-	-
		Fissurela intestinalis	-	-	-	+ -	-	-
	Amphipodes	Caprella sp	-	-	-	+ -	-	+
		Corophium volutator	-	-	-	+ -	+ -	+ -
		Gammarus sp	+	-	-	+ -	+ -	-
		Rubia sp	-	-	-		-	+ -
	Cirripèdes	Balanus balanoides	++	-	-	+	+	-
Poissons		Mugil cephalus	+ -	+ -	-	+-	+	+ -
		Liza ramada	+ -	-	-	+	+	+
		Diplodus sp	+	-	+	+	+ -	-
		Sparu auratus	+	-	+	+	+	-
		Dicentrarchus labrax	+	-	+	+	+	-
Oiseaux	Laridés	Larus sp	+ -	-	+ -	-	-	++

Tableau XXXIV : Distribution spatiale de la biocénose dans le secteur d'étude pendant
le printemps 2006 :

Classification			HL12	HL78	Emb.O. Soltane	SP	Soliman	Emb.S.Soliman
Algues	Algues vertes	Ulva rigida	++	+ -	++	+++	+	+++
		Codium vermilara	-	-	++	+	+	+++
		Codium bursa	-	-	-	++	-	+
		Chaetomorpha linum	+	+	-	+	++	-
		Enteromorpha intestinalis	-	-	+	-	-	+
		Cladophora prolifera	-	-	-	-	-	+
		Cladophora sp	-	-	-	-	-	+
		Caulerpa racemosa	-	-	-	-	-	-
		Gracilaria verrucosa	-	-	-	-	-	+++
	Algues rouges	Corallina rubrum	+ -	+ -	-	++	+	-
	Algues rouges	Peyssonelia sp	-	-	-	+ -	-	-
	Algues brunes	Padina pavonina	-	-	-	-	-	-
Phanérogames		Posidonia oceanica (laisses)	+	++	-	+	+++	+++
Phanérogames		Zostera marina	-	-	-	-		+
Cnidaires (cl anthozoaires)		Anemonia viridis	-	-	-	++	+	-
Annélides (polychètes sédentaires)		Sabella pavonina	-	-	-	+ -	+ -	-
Annélides (polychètes sédentaires)		Protula intestinum	-	-	-	+ -	-	-
Urocordés Tuniciers ascidie		Clavelina lepodiformis	-	-	-	-	-	-
Mollusques	Bivalves	Donax trunculus	+++	+ -	+	+ -	-	-
		Mactra corallina	+++	+	+++	+	-	+ -
		Arca noe	-	+	-	-	-	+ -
		Cerastoderma glaucum	-	-	-	-	-	-
		Glycemeris violecescens	+ -	+ -	+++	+	-	-
		Tapes sp	-	-	-	-	-
		Mytilus edulis	-		-	-	-	-
		Mytilus galloprovincialis	+ -	+ -	-	-	-	-
		Cardium sp	-	-	+	-	-	-
		Cardium edule	+	+	+	-	-	+ -
		Ensis siliqua	+	+ -	-	-	-	-
		Modiolus barbatus	-	-	-	-	-	-
		Venus verrucosa	-	-	-	-	-	-
		Venus gallina	-	-	-	-	-	-
		Globivenus effossa	-	+	-	-	-	+
		Pinctada radiata	-	-	-	-	-	-

		Ostrea sp	-	-	-	-	-	-
		Tellina incarnata	-	-	-	+ -	-	+++
		Lithophaga lithophaga	-	-	-	-	-
		Lima inflata	-	-	-	-	-	-
	Gastéropodes	Berthellina adwardsii	-	-	-	-	-	+++
		Natica josephina	+	+	-	+	-	-
		Aplysia fasciata	++	-	-	-	-	-
		Gibbula sp	-	-	-	-	-	-
		Phyllonotus trunculus	+	-	-	+ -	-	-
		Nassarus mutabalis	-	-	-	-	-	-
		Fucus cirracusanus	+ -	-	-	-	-	+++
		Euthria corneum	-	-	-	-	-	-
		Bolinus brandaris	+	-	-	-	-	-
		Conus mediterraneus	+	+ -	-	-	-	-
		Littorina neritoides	+	+	-	+	+	-
		Cassidaria tyrrhena	-	-	-	-	-	-
		Cerithium vulgatum	-	-	-	-	-	-
		Monodonta turbinata	-	-	-	-	-	-
		Patella coerulea	++	+	-	++	+	-
	Céphalopodes	Octopus vulgaris	-	-	-	+ -	+	-
	Céphalopodes	Sepia officinalis	+	-	+ -	-	-	-
Echinodermes	Echinides	Paracentrotus lividus	-	-	+ -	+ -	-	-
Echinodermes	Ophiures	Ophiura ophiopsila	-	-	-	+ -	+ -	+
Crustacés	Décapodes	Carcinides mediterraneus	+ -	-	-	+ -	-	-
	Isopodes	Zenobiana prismatica	-	-	-	+ -	-	-
		Dynamenella sp	-	-	-	+ -	-	-
		Fissurela intestinalis	-	-	-	+ -	-	-
	Amphipodes	Caprella sp	-	-	-	+ -	-	+
		Corophium volutator	-	-	-	+ -	+ -	+
		Gammarus sp	+	-	-	++	+ -	-
		Rubia sp	-	-	-		+ -	+
	Cirripèdes	Balanus balanoides	++	+	-	++	+	-
Poissons		Mugil cephalus	-	-	+	+ -	+ -	+
		Liza ramada	-	-	+	+	+	+
		Diplodus sp	++	+	+	++	++	-
		Sparus auratus	+	+	+	++	+	-
		Dicentrarchus labrax	+	+	-	++	+	-
Oiseaux	Laridés	Larus sp	+ -	+ -	+	-	-	+++

Tableau XXXV : Distribution spatiale de la biocénose dans le secteur d'étude pendant

Classification			HL12	HL78	Emb.O. Soltane	SP	Soliman	Emb.S.Soliman
Algues	Algues vertes	Ulva rigida	+	+	+ -	+	++	+++
		Codium vermilara	+	+	+	+	++	++
		Codium bursa	-	-	-	-	-	+
		Chaetomorpha linum	+ +	+ +	-	+ +	+ +	-
		Enteromorpha intestinalis	-	-	+	-	-	+ +
		Cladophora prolifera	-	-	-	-	-	++
		Cladophora sp	-	-		-	-	-
		Caulerpa racemosa	-	-	-	-	-	+ -
		Gracilaria verrucosa	-	-	-	-	-	-
	Algues rouges	Corallina rubrum	+ -	+ -	-	+++	++	+
	Algues rouges	Peyssonelia sp	-	-	-	+ -	-	+ -
	Algues brunes	Padina pavonina	-	-	-	-	-	-
Phanérogames marins		Posidonia oceanica (laisses)	+	+	+	+	+	++
Phanérogames marins		Zostera marina	-	-	-	-		+ -
Cnidaires (cl anthozoaires)		Anemonia viridis	-	-	-	+++	++	-
Annélides (polychètes sédentaires)		Protula intestinum	-	-	-	+ -	-	-
Annélides (polychètes sédentaires)		Sabella pavonina	+++	-	-	+++	++	-
Urocordés Tuniciers ascidie		Clavelina lepodiformis	+++	-	-	-	+ -	-
Mollusques	Bivalves	Donax trunculus	++	+ -	+++	++	+ -	+
		Mactra corallina	+++	+	+ -	+	+ -	+ -
		Arca noe	+ -		-		-	+ -
		Cerastoderma glaucum	+	-	-	+ -	-	-
		Glycemeris violecescens	+ -	-	+	-	-	+ -
		Tapes sp	-	+ -	-	-	-	-
		Mytilus edulis	-	-	-	-	-	-
		Mytilus galloprovincialis	+-	+-	+-	-	-	-
		Cardium sp	++	-	+ -	-	-	-
		Cardium edule	+++	+	+	+	-	+
		Ensis siliqua	+++	-	-		-	-
		Modiolus barbatus	-	-	-	+ -	-	-
		Venus verrucosa	-	-	-	-	+ -	-
		Venus gallina	-	-	-	-	+ -	-
		Globivenus effossa	-	-	-	-	-	+++
		Pinctada radiata	-	-	-	-	-	+ -
		Ostrea sp	-	-	-	-	-	+ -

		Tellina incarnata	-	-		-	-	-
		Lithophaga lithophaga	-	-	+ -	-	-	-
		Lima inflata	-	-	-	-	+ -	-
	Gastéropodes	Berthellina adwardsii	-	-	-	-	-	-
		Natica josephina	+++	+ -	-	+	-	-
		Aplysia fasciata	-	-	-	-	-	-
		Gibbula sp	-	-	-	-	-	-
		Phyllonotus trunculus	+++	+ -	-	+ -	-	-
		Nassarus mutabalis	-	-	-	+ -	-	-
		Fucus syrracusanus	+ -	-	-	-	-	++
		Euthria corneum	-	-	-	-	-
		Bolinus brandaris	+	+ -	-	-	-	-
		Conus mediterraneus	+ -	+ -	-	-	-	-
		Littorina neritoides	-	-	-	-	-	-
		Cassidaria tyrrhena	+ -	-	-	-	-	-
		Cerithium vulgatum	+ -	-	-	-	-	-
		Monodonta turbinata	-	-	-	++	-	-
		Patella coerulea	++	+	-	++	++	-
	Céphalopodes	Octopus vulgaris	-	-	-	+ -	+ -	-
	Céphalopodes	Sepia officinallis	-	-	-	+ -	+	-
Echinodermes	Echinides	Paracentrotus lividus	-	-	-	-	-	-
Echinodermes	Ophiures	Ophiura ophiopsila	-	-	-	+ +	+	++
Crustacés	Décapodes	Carcinides mediterraneus	+	+	+	++	+ +	-
	Isopodes	Zenobiana prismatica	-	-	-	+ -	-	-
		Dynamenella sp	-	-	-	+ -	-	-
		Fissurela intestinalis	-	-	-	+ -	-	-
	Amphipodes	Caprella sp	-	-	-	+	-	-
		Corophium volutator	-	-	-	+	+	++
		Gammarus sp	+	+	-	++	++	-
		Rubia sp	-	-	-	-	-	++
	Cirripèdes	Balanus balanoides	-	++	-	++	-	-
Poissons		Mugil cephalus	+	+	+	+	++	++
		Liza ramada	+ -	+ -	-	-	++	+
		Diplodus sp	++	+	-	-	+ -	-
		Sparus auratus	++	+	-	-	+	-
		Dicentratchus labrax	+	+	-	-	+	-
Oiseaux	Laridés	Larus sp	-	-	-	-	-	+

NB : + - : rare / +: présent / ++ : abondant / +++ : très abondant

VII.1. La faune benthique :

VII.1.1. Distribution spatiale de la faune benthique dans le secteur d'étude :

L'étude de la faune au niveau des différentes stations de la frange littorale, comprise entre Hammam lif et l'embouchure de la sebkha de Soliman (Fig. 5), a permis de recenser 57 espèces.

- Anemonia viridis : on trouve des anémones associées aux colonies de sabelles et elles vivent en symbiose avec les algues vertes (Chaetomorpha linum) et rouges (corallina rubrum). Cette espèce a une répartition spatiale similaire à celle des sabelles.

La récolte sauvage a permis de recenser 20 espèces de bivalves dans le secteur d'étude. Les espèces les plus répandues (sans tenir compte de l'évolution saisonnière) sont :

- Donax trunculus : présente une large répartition dans le secteur. Cependant, l'espèce reste abondante dans l'alvéole entre les deux brise-lames HL1 et HL2 de Hammam lif et SP1 et SP2 de Solimar plage. Cette abondance est aussi perceptible dans la plage de Borj Cédria au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane. En effet, ce bivalve vit enfouis dans le sable et semble apprécier les fonds de sables fins et propres de l'étage infralittoral et s'adapter physiologiquement aux différentes contraintes naturelles du milieu (Ghazali, 2005).

- Mactra corallina (Planche II, Photo 2) est un bivalve très commun surtout au niveau des alvéoles HL12, HL78 et SP. C'est un animal filtreur qui vit enfouis dans les sables fins à de faibles profondeurs et semble s'adapter aux différentes conditions environnementales.

- Cardium edule, comme Mactra corallina, a une large répartition et elle est surtout très abondante dans les plages de Hammam lif.

- Glycimeris violecescens (Planche II, Photo 3) semble être l'espèce caractéristique du secteur de Borj Cédria au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane. Elle se fait plus ou moins rare dans les autres stations.

- Arca noe (Planche II, Photo 1) ce bivalve est très répandu au niveau des brise-lames. On le trouve dans les plages de Hammam lif et Solimar plage. En effet, il vit dans les rochers attaché au support par un byssus. On le trouve généralement couvert par une éponge.

- Tellina incarnata, caractérise les plages de l'embouchure de l'oued Soltane et la sebkha de Soliman. Elle semble apprécier les sables fins riches en nutriments et un faible hydrodynamisme.

- Globivenus effossa, est très abondante au niveau de l'embouchure de sebkha de Soliman où la tranche d'eau et l'hydrodynamisme sont faibles.

- Ensis siliqua, appelée couteau, est très répandue dans les alvéoles de Hammam lif. Il vit enfoncé verticalement et profondément dans les sables en eau peu profonde.

D'autres bivalves présentent une répartition très limitée au niveau d'une ou de deux stations. C'est le cas de Pinctada radiata qu'on trouve uniquement au niveau de l'embouchure de sebkha de Soliman. Ce bivalve est une espèce invasive provenant de la méditerranée orientale ; il a été signalé au niveau du golfe de Gabès.

- Patella coerulea (Planche II, Photo 6), appelée chapeau chinois, dont la coquille est appliquée contre les rochers des brise-lames de Hammam lif, Solimar plage et Soliman plage. Elle est continuellement arrosée par les vagues qui se brisent sur les rochers des brise-lames et elle râpe les petites algues à la surface de ces rochers.

- Phyllonotus trunculus appelée murex, qui est très courante dans les alvéoles de Hammam lif ; celle-ci se montre de plus en plus rare en allant vers l'Est du secteur. C'est un gastéropode carnivore qui se nourrit d'autres mollusques.

- Bolinus brandaris (Planche II, Photo 5) dont la répartition est semblable à celle du phyllonotus trunculus.

- Littorina neritoides est très répandue sur les galets des brise-lames de Solimar plage et de Soliman. Elle colonise les zones battues par les vagues (medio et supra littoral). Profitant du battement des vagues elle reçoit des embruns en quantité suffisante pour conserver une humectation minimale. Cette espèce se nourrit de cyanobactéries et d'algues filamenteuses plaquées sur la roche et typique de ce niveau.

- Natica josephina (Planche II, Photo 3) est la natice la plus courante. Celle-ci se trouve dans les plages de Hammam lif et de Solimar et semble apprécier les fonds sableux à faibles profondeurs. Sa coquille est souvent ré-utlisée par de petits pagures comme P. cuanensis.

- Octopus vulgaris est très commun au niveau des brise-lames de Soliman plage. Il utilise les fissures entre les rochers pour se camoufler et s'abriter des yeux des prédateurs et au même temps pour chasser ses proies constituées de petits poissons et d'autres invertébrés marins.

- Sabella pavonina : on trouve ce ver segmenté sous forme de colonies de plusieurs individus sur les sables vaseux et les galets des brise-lames de Solimar plage et Soliman plage. La sabelle est un planctonophage qui capture ses proies au moyen du panache de soies qui contourne la bouche. On trouve les sabelles associées à des colonies d'anémones (Anemonia viridis) et d'algues rouge (Corallina rubrum). L'absence des sabelles sur les brise-lames de Hammam lif serait probablement due aux conditions environnementales (turbidité, plancton...)

On a récolté 8 espèces de gastéropodes dont 4 amphipodes, 3 isopodes et un décapode.

- Carcinides mediterraneus (Planche II, Photo 12) ce crustacé décapode est très commun dans tout le secteur d'étude. Il vit dans les rochers des brise-lames de Hammam lif, Solimar plage et Soliman plage.

- Corophium volutator (Planche II, Photo 8) est un crustacé amphipode est très répandu dans les plages de Solimar plage, Soliman et l'embouchure de sebkha de Soliman. Il est toujours présent dans les prélèvements d'eau surtout s'il y a des algues auxquelles il s'accroche. Ce petit crustacé est une espèce indicatrice de pollution du milieu et il est très abondant dans l'embouchure de sebkha de Soliman.

- gammarus sp vit généralement dans les rochers des brises lames de tout le secteur d'étude associé à des colonies de balanes (Balanus balanoides).

- Ophiura ophiopsila, (Planche II, Photo 7) c'est une petite ophiure très présente dans les prélèvements d'algues au niveau de Soliman plage et à l'embouchure de sebkha de Soliman. Phylum des cordés - Classe des Urocordés - Super classe des Poissons :

- Liza ramada (muge) (Planche II, Photo 11) est très présente au niveau de l'embouchure de la sebkha de Soliman. On rencontre des alevins dans les alvéoles et les eaux aux alentours des brise-lames surtout au niveau de Solimar plage et de Soliman (même distribution pour le Mugil cephalus).

- Diplodus sp comme Sparus auratus et Dicentrarchus labrax sont des espèces très fréquentes aux alentours des brise-lames de Hammam lif, Solimar plage et Soliman plage. Il semble qu'ils se nourrissent d'organismes marins vivant dans ces milieux et utilisent les fissures entre les roches comme frayère.

VII.1.2. Evolution saisonnière de la faune benthique dans le secteur :

Cette étude a montré l'apparition brève de certaines espèces durant une ou deux saisons. Cependant d'autres espèces sont présentes avec une abondance fluctuante durant toute l'année : c'est le cas des bivalves Donax trunculus, Mactra corallina et Cardium edule qu'on trouve presque toujours au cours des quatre saisons mais avec une forte densité pendant le printemps et l'été. Ceci est peut être en relation avec la disponibilité des nutriments.

Cependant Mytilus gallopronvencialis ne prolifère qu'en été et en automne à cause probablement du cycle sexuel et la maturité des jeunes individus de petites tailles signalés au niveau des plages de Hammam lif et de Solimar plage en hiver.

Un gastéropode opistobranche, qui est l'aplysie Aplysia fasciata (lièvre de mer) est signalé uniquement au printemps avec une abondance assez remarquable d'individus au niveau de l'alvéole HL12 et à proximité des brise-lames. Il semble que ces individus, qui vivent généralement dans les profondeurs, ont été attirés par les mers côtières assez chaudes et l'abondance de la nourriture.

Un mollusque céphalopode qui est Le poulpe, Octopus vulgaris, est très abondant pendant les mois de Novembre et Décembre et il fait l'objet d'une pêche importante au niveau de Soliman.

Une espèce de crustacé décapode marcheur, qui est le crabe européen (Carcinides mediterraneus), se montre rarement pendant la saison hivernale mais plus abondant au niveau des brise-lames durant les saisons estivale et automnale. En effet, pendant l'hiver le crabe reste dans l'eau de mer froide avec l'arrivée de l'été il a tendance à sortir de l'eau (il consomme l'oxygène de l'air).

Une espèce de gastéropode, la berthelle orange (berthellina adwardsii), n'a été observée en grande quantité qu'au printemps au niveau de l'embouchure de la sebkha de Soliman. Les individus étaient vivants ce qui réfute toute hypothèse d'une mortalité massive suite à un facteur quelconque. Ce phénomène est dû probablement à une abondance de la nourriture au niveau de l'embouchure de la sebkha ou à une variation des conditions environnementales.

Pour les poissons comme Diplodus sp l'évolution saisonnière semble être en relation avec le cycle sexuel d'une part, et d'autre part, elle semble dépendre du cycle écologique du phytoplancton. En effet, la floraison phytoplanctonique au printemps va contribuer à l'augmentation du phytoplancton qui sera consommé par le zooplancton. Ce dernier constituera à son tour la nourriture essentielle pour les petits poissons benthiques. Le Mugil cephalus est l'espèce de muge la plus fréquente dans le secteur, elle est abondante en taille adulte au début de l'automne.

VII.2. La macroflore :

VII.2.1. La distribution spatiale de la macroflore dans le secteur d'étude :

Douze espèces d'algues et deux espèces de phanérogames ont été récoltées lors des quatre campagnes d'échantillonnage durant toute l'année.

- Posidonia oceanica (Planche III, Photo 6) : cette phanérogame marine a été récoltée sous forme de feuilles, pelotes et rhizomes. Durant toute l'année et dans toutes les plages du secteur, à l'exception de l'embouchure de l'oued Soltane, les alvéoles jouent le rôle de piège pour les feuilles de posidonie qui viennent s'échouer sur le rivage et contribuent ainsi à la formation de banquettes. Ce phénomène est très accentué au niveau des alvéoles de Soliman plage et il est de moindre envergure au niveau des alvéoles de Solimar plage et d'Hammam lif.

Ben Mustapha et Hattour (1992) ont observé des herbiers de posidonies dans la zone comprise entre Sidi Errais et Korbous (Fig. 57). Les laisses de posidonies trouvées dans notre secteur d'étude proviendraient probablement de cette zone sous l'influence des courants marins NW-SE.

- Zostera marina : elle est récoltée sous formes de feuilles au niveau de l'embouchure de la sebkha de Soliman.

Fig. 57- Carte de répartition des posidonies d'après Ben Mustapha et Hattour (1992)

- Ulva rigida (Planche III, Photo 3) : bien qu'elle préfère le mode calme on la trouve un peu partout dans le secteur. Elle est très abondante au niveau de l'embouchure de sebkha de Soliman où le milieu est riche en matière organique. On a noté la présence de feuilles d'ulves dans les autres stations surtout entre les brise-lames ; leur origine serait probablement soit la sebkha de Soliman, soit le lac sud de Tunis sous l'effet des courants. Cette importante répartition à l'échelle spatiale de l'ulve serait due au fait que cette algue est photophile. Elle pourrait donc se développer sur les rochers des brise-lames. Cette plante est aussi tolérante vis-à-vis de la salinité et de la pollution, c'est une algue thionitrophile (apprécie les milieux riches en composés soufrés et azotés issus des fermentations organiques).

- Chaetomorpha linum (Planche III, Photo 2) : elle présente une large distribution surtout sur les rochers des brise-lames de Hammam lif, Solimar plage et Soliman et des enrochements de Soliman plage. Sa présence témoigne d'un confinement du milieu. D'après Ben Charrada (1997) son origine est le lac nord de Tunis. On la retrouve sur les rochers éclairés de l'étage infralittoral en mode battu. Sa large répartition spatiale serait due au fait qu'elle est eurytherme et euryhaline.

- Codium vermilara (Planche III, Photo 1) : elle présente une large répartition dans notre secteur d'étude. On la rencontre sous forme de touffes sur les rochers éclairés (espèce photophile) à une profondeur de 0,5 à 1 m dans les alvéoles entre les brise-lames de Hammam lif, Solimar plage et Soliman plage. Cependant, cette algue reste très abondante au niveau de l'embouchure de la sebkha de Soliman en mode calme en raison de sa tolérance vis-à-vis de la pollution. Sa large répartition est vraisemblablement due aux courants et à sa multiplication asexuée par fragmentation du thalle.

- Codium bursa (Planche III, Photo 4) : cette espèce de Codium a été trouvée à Solimar plage probablement emportée par les courants depuis l'embouchure de la sebkha de Soliman où elle est assez abondante.

- Enteromorpha intestinalis : elle est fréquente dans les eaux de l'embouchure de l'oued Soltane et la sebkha de Soliman. Elle semble apprécier les eaux éclairées (espèce photophile) riche en matière organique en mode calme.

- Corallina rubrum (Planche III, Photo 5) : elle tapisse les rochers éclairés des brise-lames dans les zones de l'alvéole où les vagues sont atténuées. On la rencontre surtout au niveau des brise-lames de Solimar plage et Soliman plage et elle est peu présente à Hammam lif. En fait,

elle apprécie un mode calme ou semi agitée. On la trouve associée à des peuplements d'anémones et de sabelles : c'est une algue opportuniste.

- Padina pavonica : elle a été récoltée sous forme de groupes sur les rochers des brise-lames de Hammam lif et dans les sables vaseux de l'embouchure de la sebkha de Soliman. Cette plante semble apprécier les eaux calmes à semi agitées et bien éclairées de l'étage infralittoral.

VII.2.2. Evolution saisonnière de la macroflore :

Cette étude a permis de déterminer la répartition temporelle de la macroflore à travers les saisons.

- Posidinia oceanica : les banquettes de feuilles de posidonies, formées au niveau des plages surtout dans les alvéoles et l'embouchure de la sebkha de Soliman, sont présentes durant toute l'année. Cependant, en automne et en hiver, la hauteur des banquettes dépasse les 50 cm tandis qu'en été ces banquettes deviennent très minces. Ceci revient probablement au fait que les posidonies sont des plantes vivaces ; elles perdent leurs feuilles en automne qui seront emportées par les courants et les vagues pour venir s'échouer sur le rivage surtout dans les alvéoles qui constitueraient des pièges naturelles. L'accumulation des feuilles va contribuer à la formation des banquettes en automne et en hiver. Ces banquettes constitueraient une protection efficace des plages en hiver en les protégeant de l'érosion mécanique des vagues. La diminution de ces banquettes en été est probablement due soit au nettoyage des plages par la municipalité dans les stations balnéaires, soit, au fait qu'elles ont été reprises en partie par les vagues et entraînées vers le fond pour servir de support pour de nombreux microorganismes et de là dans plusieurs chaînes alimentaires participant ainsi à l'enrichissement du milieu.

- Zostera marina se montre rare dans le secteur d'étude. On a noté sa présence uniquement au printemps sous forme de feuilles mortes.

Il est à noter, que lors des compagnes d'échantillonnages on n'a pas signalé la présence de Cymodocea nodosa qui a été signalé par Ben Alaya (1971) et Ben Charrada (1997).

- Ulva rigida : on la trouve vivante en hiver et surtout au printemps alors qu'en été on remarque la présence d'une accumulation d'ulves échouées sur les plages. En général, on la retrouve durant toute l'année vu le renouvellement permanant des individus et son adaptation

aux variations des conditions physico-chimiques du milieu (salinité, température...). Sa période de croissance correspond avec la saison printanière où les eaux sont sursaturées en oxygène dissous et le pH élevé avec une eau riche en phosphore et en azote.

- Chaetomorpha linum : est très répandue au printemps et en été et un peu moins au automne et en hiver. En effet, cette algue est annuelle et son thalle présente un développement maximal en été. L'adaptation de la Chaetomorpha Linum aux différentes contraintes du milieu (espèce eurycère) semble être à l'origine de sa large répartition saisonnière. Pendant l'hiver, elle sert de support pour de nombreux gastéropodes comme Monodonta turbinata.

- Gracilaria verrucosa : on la rencontre au printemps au niveau de l'embouchure de la sebkha de Soliman et elle disparaît durant le reste de l'année. Elle semble apprécier les milieux riches en matière organique et sursaturés en oxygène dissous.

- Caulerpa racemosa : ce végétal autotrophe n'a été signalé qu'en automne au niveau de la sebkha de soliman. C'est une espèce a affinité tropicale qui est entrain d'envahir nos côtes.

- Corallina rubrum : elle est présente durant toute l'année, car c'est une espèce vivace (qui vit plusieurs années) et qui persiste en totalité (phanérophycées) durant toute l'année.

Nous avons aussi remarqué la présences de quelques algues pendant des périodes courtes de l'année comme l'Entromorpha intestinalis, Padina pavonina et Peyssonelia sp.

VII.3. Conclusion :

L'étude de la biocénose de la frange littorale Sud-Est du petit golfe de Tunis a montré une diversité biologique assez importante caractérisée par une faune benthique assez hétérogène représentée en majorité par les mollusques et une flore plus ou moins variée constituée principalement d'algues vertes.

La distribution spatiale de la faune et de la macroflore semble être liée à la nature du support, la nature du régime alimentaire et les fluctuations des conditions environnementales (oxygène, hydrodynamisme, lumière, salinité...). Par ailleurs, la période de maturité sexuelle, la variation des paramètres physico-chimiques et la disponibilité des nutriments et du phytoplancton, semble avoir une grande influence sur l'évolution saisonnière de la faune benthique.

La répartition saisonnière de la macroflore dépend probablement de la variation des paramètres physico-chimiques du milieu, du mode de multiplication et la disponibilité des nutriments : azote et phosphore.

La mise en place des aménagements côtiers (brise-lames) au niveau de Hammam lif, Solimar plage et Soliman aurait contribué à l'installation de nouvelles espèces et l'apparition de nouveaux écosystèmes comprenant des communautés biocénotique très hétérogènes qui disposent des galets des brise-lames comme support, abrite ou frayère et où les relations intra et interspécifiques (symbiose, prédation...) sont assez importantes.

Les alvéoles entre les brise-lames constitueraient des pièges pour l'accumulation de la matière organique qui est dégradée par les microorganismes et contribuerait ainsi à la libération des sels nutritifs dans la colonne d'eau. Ces derniers seront réutilisés par le phytoplancton qui servira à son tour de nourriture pour le zooplancton qui constitue l'alimentation principale des alevins des poissons benthiques qui utiliseraient les alvéoles comme frayère (fig. 30).

Les rejets urbains et domestiques au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane et la sebkha de Soliman seraient à l'origine du développement des algues nitrophiles des milieux riches en matière organique et nutriments, où les conditions environnementales (oxygène, pH, salinité...) sont bien particulières.

La comparaison de nos résultats avec ceux des travaux ultérieurs, effectués dans le golfe de Tunis avant la mise en place des aménagements (Ben Alaya, 1969 ; Ben Maïz, 1984), a permis de constater une modification de la structure de la biocénose spécialement dans notre secteur d'étude où la faune et la flore caractéristique des plages sableuses, vivant dans les fonds de sables fins et propre en mode battu, est partiellement remplacée par une biocénose

riche en espèces vivant sur le substrat rocheux et caractéristiques de mode calme à semi agité et moins froid.

CONCLUSION

Conclusion générale

L'étude de l'impact des aménagements de front de mer, mis en place au niveau de la frange littorale Sud-Est du petit golfe de Tunis entre Hammam lif et Soliman plage, a permis de constater que, d'une manière générale, la répartition spatiale des différents paramètres physico-chimiques, sédimentologiques et biologiques est assez hétérogène. Le degré de contamination dépend de la proximité des points de rejets terrigènes et de l'hydrodynamisme du milieu.

La distribution spatiale des paramètres physico-chimiques montre que les valeurs de pH, de la salinité et de la température sont assez stables dans la frange littorale étudiée à l'exception de l'embouchure de l'oued Soltane et de sebkha de Soliman qui sont sous l'influence des rejets terrestres et fluviales. La répartition de l'oxygène dissous dans les différentes stations est en étroite relation avec l'hydrodynamisme, la production primaire et la dégradation de la matière organique.

les mesures des sels nutritifs réalisées montrent des valeurs relativement élevées des nutriments dont l'origine serait essentiellement les rejets urbains, domestiques et agricoles par le biais de l'oued Soltane et la sebkha de Soliman et la dégradation de la matière végétale. En effet, nous avons détecté la présence d'une eutrophisation au niveau de l'embouchure de la sebkha de Soliman. Les faibles teneurs en sels nutritifs enregistrées au niveau des alvéoles proviennent plutôt de la biodégradation de la matière organique.

L'étude granulométrique des sédiments superficiels permet de constater que les sédiments de surface de la frange littorale étudiée, sont constitués principalement des sables fins bien à très bien classés à l'exception des sédiments grossiers et graviers, modérément à bien classés, au niveau de l'embouchure de l'oued Soltane et de Sebkha de Soliman. La suspension graduée semble être le mode de transport dominant dans le secteur d'étude.

Les observations sur le terrain ont montré que l'installation des brise-lames a contribué à la formation de sables vaseux aux alentours de ces édifices. La dynamique fluviale régionale, le régime hydrodynamique local et la dynamique éolienne jouent un rôle capital dans cette distribution.

Les sédiments superficiels des plages de la frange étudiée sont composés essentiellement de quartz et de calcite. L'étude sédimentologique a montré que ces sédiments possèdent une

double origine. Le quartz et le feldspath proviendraient du continent. Quant à la calcite, elle aurait une origine organique.

Les métaux lourds dans les sédiments sont de loin inférieurs au seuil de contamination. Cependant, les sédiments superficiels de la plage de Hammam lif au niveau de HL12 sont contaminés par le zinc.

Par ailleurs la mise en place des brise-lames a favorisé la formation de milieux semi-fermés où la l'accumulation massive de matière organique (dépôts de posidonies), la texture fine des sédiments, la faible circulation d'eau et l'influence des paramètres physico-chimiques font que ces milieux deviennent des pièges potentiels des métaux lourds au cours du temps en favorisant la bioaccumulation de ces éléments dans les tissus des organismes marins qui y vivent.

Cette étude a montré que la contamination des sédiments de surface par les métaux lourds est provoquée essentiellement par les activités humaines et favorisée par le réseau hydrographique.

Le dosage des éléments traces chez un mollusque bivalve (Donax trunculus) a montré que ces animaux n'accumulent que des faibles quantités de Mn, Pb et Zn dans leurs tissus. Toutefois, les teneurs enregistrées restent inférieures aux normes internationaux pour le contrôle et la commercialisation des produits marins.

La mise en place des aménagements côtiers dans le secteur d'étude a contribué à la modification de la structure de la biocénose avec l'apparition de nouveaux écosystèmes aux niveaux des galets des brise-lames et l'installation d'espèces vivant sur substrat rocheux et caractéristiques de mode calme à semi agité et moins froid au détriment des espèces caractéristiques des sables propres et mode battu.

La pollution organique au niveau de embouchure de la sebkha de Soliman a contribué au développement d'algues nitrophiles comme l'Ulva rigida.

L'évolution saisonnière des paramètres physico-chimiques a permis de mettre en évidence certaines corrélations. Nous avons remarqué que la baisse de la température et de la salinité de l'eau durant les saisons hivernale et printanière dans le secteur impliquerait une augmentation de la teneur en oxygène dissous. Alors que, l'élévation de la température et de la salinité durant l'été aurait pour effet de diminuer la solubilité de l'oxygène dissous dans le milieu.

D'autre part, les corrélations entre les teneurs en azote inorganique et le phosphore inorganique ainsi que la chlorophylle a permettent de distinguer deux périodes distinctes. La première, correspond à la saison printanière caractérisée par des teneurs faibles en azote minéral, des teneurs négligeables en phosphore inorganique, un rapport N/P élevé, une

augmentation intense de la chlorophylle a et une chute de la phéophytine. La seconde période correspond à la saison estivale marquée par des teneurs élevées en sels nutritifs, un rapport N/P faible, une chute de la chlorophylle a et une augmentation de la phéophytine.

L'évolution saisonnière des nutriments et de la chlorophylle a montré que le phosphore minéral est le facteur limitant de la croissance du phytoplancton.

L'évolution de la biocénose à travers les saisons semble être en étroite relation avec les fluctuations des conditions environnementales et la disponibilité du nutriment et du phytoplancton.

L'installation des aménagements de front de mer le long de la frange littorale Sud-Est du petit golfe de Tunis a contribué à une modification irréversible de la géomorphologie du littoral. En plus de la formation de corps sableux (tombolos), les brise-lames protègent le littoral de l'action érosive des houles de NNE à NE. Cependant, ces aménagements joueraient le rôle de barrière artificielle à l'encontre du transit sédimentaire NW-SE ; ceci impliquerait un engraissement et un ensablement en amont des brise-lames et une érosion des plages en aval.

La mise en place des aménagements de protection n'a pas été sans conséquences sur le littoral surtout au niveau des zones urbanisées. Ces aménagements ont eu comme conséquences la dénaturation du paysage naturel, l'accélération de l'érosion en d'autres points du rivage et la modification irréversible de la structure de la biocénose existante.

Dans notre secteur d'étude plusieurs ouvrages ont généré des situations non moins préoccupantes comme celles qui prévalaient avant leur utilisation suite à des confinements des eaux dans les alvéoles et la dégradation de la qualité du milieu.

En perspective, nous proposons les recommandations suivantes en vu de protéger et gérer cet espace côtier fragilisé :

- l'organisation de nombreux études sédimentologiques et courantologiques en vue
d'une meilleure détermination de la nature des sédiments et les processus de leur accumulation ;

- Organisation d'études écologiques plus détaillées basées sur des suivies à l'échelle

- Sensibiliser et informer les citoyens sur l'importance de la frange littorale et la
nécessité de protéger les écosystèmes côtiers.

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à‰tudes d'impacts des aménagement littoraux sur l'écosystème côtier du petit golfe de Tunis -hammam lif - Soliman.

SOMMAIRE

CHAPITRE I : CADRE GEOGRAPHIQUE ET CONDITIONS CLIMATIQUES ET

VI. Dosage des métaux lourds chez un mollusque bivalve : Donax trunculus (Linné, 1758)..34

Liste des tableaux

Liste des figures

Liste des planches

Introduction

CHAPITRE I

CHAPITRE I : Cadre géographique et conditions climatiques et hydrologiques

I. Milieu d'étude

I.1.Présentation générale du golfe de Tunis

I1.1.1. Position géographique :

I.1.2.Paramètres climatiques :

I.1.2.1. Les vents :

I.1.2.2. L'évaporation :

I.1.2.3. Les températures :

I.1.2.4. Les précipitations :

I.1.3. Paramètres hydrodynamiques :

I.1.3.1. La houle :

I.1.3.2. La marée :

1.3.3. Les courants :

I.1.4. Réseau hydrographique :

I.1.5. Les sources de pollution dans le golfe de Tunis :

I.1.5.1 Etat de la côte du golfe :

I.1.5.2. Les principales sources de pollution :

A. Les Oueds :

II. Présentation du secteur d'étude :

II.1 Cadre général :

II.2. Recensement et caractéristiques des aménagements côtiers de la frange du littoral étudié :

CHAPITRE II : MATERIEL ET METHODES

I. Stratégie et sites de prélèvement :

II. Physico-chimie des eaux :

II.1. La température de l'eau :

II.2. Le pH :

II.3. La conductivité électrique :

II.4. L'oxygène dissous :

II.5. La salinité :

II.6. Les sels nutritifs :

II.6.1. Stratégie de prélèvement :

II.6.2. Analyses réalisées au laboratoire :

A. Matériels :

B. Méthodes d'analyses :

III. La chlorophylle a et la phéophytine :

IV. Granulométrie des sédiments superficiels et leur nature minéralogique :

IV.1. Granulométrie des sédiments superficiels :

IV.2. Nature minéralogique des sédiments :

VI. Dosages des métaux lourds chez un mollusque bivalve : Donax trunculus (Linné, 1758)

VII. Etude de la biocénose :

CHAPITRE III : RESULTATS ET DISCUSSIONS

I.1. La température de l'air :

I.2. Les précipitations :

I.3. L'évaporation :

I.4. l'humidité relative :

I.4. Les vents :

II.1. Les paramètres physiques :

II.1.1.La température de l'eau :

II.1.2. Le potentiel d'hydrogène (pli) :

II.1.3. La conductivité électrique :

II.2. Les paramètres chimiques :

II.2.1. L'oxygène dissous :

II.2.2. La salinité :

II.3. Les sels nutritifs :

II.3. Conclusion :

III. La chlorophylle a et la phéophytine :

III.1. La chlorophylle a :

III.2. La phéophytine :

III.3. Conclusion :

IV. Granulométrie des sédiments superficiels et leur nature minéralogique :

IV.1. Granulométrie des sédiments superficiels :

IV.2. Nature minéralogique des sédiments superficiels :

IV.3. Conclusion :

V. Dosage des métaux lourds dans les sédiments superficiels :

V.1. Résultats et discussions :

V. 2. Conclusion :

VI. Dosage des éléments traces chez un mollusque bivalve : Donax trunculus :

VI.1. Résultats et discussions :

VI.2. Conclusion :

VII. Etude de la biocénose :

VII.1. La faune benthique :