Les cours d'eau ont une capacité naturelle
d'autoépuration. Celle-ci a pour effet de consommer de l'oxygène
; ce qui n'est donc pas sans conséquences sur la faune et la flore
aquatiques. Lorsque l'importance d'un rejet excède cette
capacité, la détérioration de l'environnement peut
être durable. Il est donc indispensable d'épurer les eaux
usées avant de les rejeter en milieu naturel.
En effet, les zones privées d'oxygène par la
pollution entrainent la mort de la faune et de la flore ou créent des
barrières infranchissables, empêchant notamment la migration des
poissons. La présence excessive de phosphates, en particulier, favorise
le phénomène d'eutrophisation ; c'est-à-dire, la
prolifération d'algues qui nui à la faune aquatique, peut rendre
la baignade dangereuse et perturbe la production d'eau potable.
1.1. Définition :
Les eaux usées sont toutes les eaux qui parviennent
dans les canalisations d'eaux usées dont les propriétés
naturelles sont transformées par les utilisations domestiques, les
entreprises industrielles, agricoles et autres. On englobe, aussi, les eaux de
pluie qui s'écoulent dans ces canalisations (BLIEFERT et PERRAUD,
2001).
1.2. Origine et composition des eaux usées :
Suivant l'origine des substances polluantes, on distingue quatre
catégories d'eaux usées :
1.2.1. Les eaux usées domestiques :
Elles proviennent des différents usages domestiques de
l'eau. Elles sont essentiellement porteuses de pollution organique. Elles se
répartissent en eaux ménagères, qui ont pour origine les
salles de bains et les cuisines, et sont généralement
chargées de détergents, de graisses, de solvants, de
débris organiques,
etc. et en eaux vannes ; il s'agit des
rejets des toilettes chargés de diverses matières organiques
azotées et de germes fécaux (GOMELLA et GUERREE, 1978).
1.2.2. Les eaux industrielles :
Elles sont très différentes des eaux
usées domestiques. Leurs caractéristiques varient d'une industrie
à l'autre. En plus de matières organiques, azotées ou
phosphorées, d'après GAUJOUS (1995), elles peuvent
également contenir :
· des graisses (industries agroalimentaires,
équarrissage) ;
· des hydrocarbures (raffineries) ;
· des métaux (traitements de surface,
métallurgie) ;
· des acides, des bases et divers produits chimiques
(industries chimiques divers, tanneries) ;
· de l'eau chaude (circuit de refroidissement des centrales
thermiques) ;
· des matières radioactives (centrales
nucléaires, traitement des déchets radioactifs).
Dans certains cas, avant d'être rejetées dans
les réseaux de collecte, les eaux industrielles doivent faire l'objet
d'un prétraitement de la part des industriels. Elles ne sont
mêlées aux eaux domestiques que lorsqu'elles ne présentent
plus de danger pour les réseaux de collecte et ne perturbent pas le
fonctionnement des usines de dépollution.
1.2.3. Les eaux agricoles :
L'agriculture est une source de pollution des eaux qui n'est
pas du tout négligeable car elle apporte les engrais et les pesticides.
Elle est la cause essentielle des pollutions diffuses (BONTOUX, 1993).
Les épandages d'engrais nitratés et
phosphatés, sous une forme ou en quantité, telle qu'ils ne
seraient pas finalement retenus par le sol et assimilés par les plantes,
conduisent à un enrichissement en matières azotées ou
phosphatées des nappes les plus superficielles et des eaux des cours
d'eau ou des retenues. Parmi les polluants d'origine agricole, il faut tenir
compte aussi des détergents se dispersant lors des applications de
traitement des cultures (GOMELLA et GUERREE, 1978).
1.2.4. Les eaux pluviales :
Elles peuvent, elles aussi, constituer une source de
pollution importante des cours d'eau, notamment pendant les périodes
orageuses. L'eau de pluie se charge d'impuretés au contact de l'air
(fumées industrielles), puis, en ruisselant, des résidus
déposés sur les toits et les chaussées des villes (huiles
de vidange, carburants, résidus de pneus et métaux lourds...)
(BONTOUX, 1993).
Dans les zones urbaines, les surfaces construites rendent les
sols imperméables et ajoutent le risque d'inondation à celui de
la pollution.
1.3. Caractéristiques des eaux usées :
L'évaluation de la qualité de l'eau
nécessite de nombreuses analyses, incluant le dosage de multiples
paramètres physico-chimiques et bactériologiques. Ces analyses
sont réalisées par des méthodes dont les protocoles sont
bien définis.
1.3.1. Les paramètres physico-chimiques :
Selon GAUJOUS (1995), la pollution résulte de
l'introduction dans un milieu de substances conduisant à son
altération. Elle se traduit généralement par des
modifications des caractéristiques physico-chimiques du milieu
récepteur. La mesure par analyse de ces derniers (au niveau du rejet, du
milieu naturel ou du milieu pollué) permet de l'étudier.
1.3.1.1. La température :
La température est un facteur écologique
important du milieu. Son élévation peut perturber fortement la
vie aquatique (pollution thermique). Certains rejets présentent des
écarts de température importants avec le milieu récepteur
: ce sont par exemple, les eaux de refroidissement des centrales
nucléaires thermiques induisant ainsi une forte perturbation du milieu.
La température est mesurée par thermosonde (ou par
thermomètre) (GAUJOUS, 1995).
Il est important de connaitre la température de l'eau
avec précision. En effet, celle-ci joue un rôle dans la
solubilité des sels et surtout des gaz, dans la détermination du
pH, pour la connaissance de l'origine de l'eau et des mélanges
éventuels, etc. (RODIER et al, 1996).
1.3.1.2. Le potentiel d'Hydrogène (pH) :
Le pH est un paramètre qui permet de mesurer
l'acidité, l'alcalinité ou la basicité d'une eau (GOMELLA
et GUEREE, 1978). Sa mesure doit s'effectuer sur place de
préférence par la méthode potentiométrique. La
mesure électrique, quoique délicate, peut seule donner une valeur
exacte, car elle est indépendante du potentiel d'oxydoréduction,
de la couleur du milieu, ou de la turbidité et des matières
colloïdales (RODIER et al, 1996).
En milieu côtier et estuarien, certains rejets
industriels ou les apports d'eaux de ruissellement sont la cause de variation
du pH qui s'avère être, dans ce cas, un indice de pollution
(AMINOT et CHAUSSEPIED, 1983).
Les organismes sont très sensibles aux variations du
pH, et un développement correct de la faune et de la flore aquatique
n'est possible que si sa valeur est comprise entre 6 et 9.
L'influence du pH se fait également ressentir par le
rôle qu'il exerce sur les autres éléments comme les
métaux dont il peut diminuer ou augmenter la disponibilité et
donc la toxicité.
1.3.1.3. La turbidité et les matières en
suspension :
La turbidité est inversement proportionnelle à la
transparence de l'eau. Elle est mesurée :
· soit visuellement par la hauteur d'eau à travers
laquelle on ne distingue plus un objet (disque de Secchi, fil de platine) ;
elle est alors exprimée en mètre.
· soit électroniquement
(néphélométrie) par comparaison avec une gamme de solution
de référence (silice, mastic, formazine) ; elle est alors
exprimée en mg/l de silice, de mastic, ... ou en unité (NTU,
Nephelometric Turbidity Unit, ou JTU -Jackson ou FTU, Formazine-) (GAUJOUS,
1995).
La turbidité varie suivant les matières en
suspension (MES) de l'eau :
La détermination des matières en suspension
(MES) est essentielle pour évaluer la répartition de la charge
polluante entre pollution dissoute et pollution sédimentable, car le
devenir de ces deux composantes est très différent, tant dans le
milieu naturel que dans les systèmes d'épuration.
Dans une eau usée urbaine, prés de 50 % de la
pollution organique se trouve sous forme de MES. Les résultats pour les
eaux usées industrielles sont très variables, il est de
même pour les eaux naturelles où la nature des MES est souvent
minérale et leur taux est relativement bas, sauf en période de
crue des cours d'eau.
La composition des MES peut être
appréciée par analyse directe : plus souvent, elle est obtenue
par différence des caractéristiques des eaux brutes et des eaux
filtrées. Les erreurs sur les valeurs résultantes sont alors
élevées (BONTOUX, 1993). Les MES sont exprimées en
mg/l.
1.3.1.4. La demande biologique en oxygène (DBO5) :
La demande biochimique en oxygène DBO, exprimée
en mg d'oxygène par litre, permet l'évaluation des
matières organiques biodégradables dans les eaux (BONTOUX, 1993).
Plus précisément, ce paramètre mesure la quantité
d'oxygène nécessaire à la destruction des matières
organiques grâce aux phénomènes d'oxydation par voie
aérobie.
Pour la mesurer, on prend comme référence la
quantité d'oxygène consommée au bout de 5 jours ; c'est la
DBO5.
BERNE et CORDONNIER (1991) définissent la DBO5 comme
étant la quantité d'oxygène consommée par les
bactéries, à 20°C à l'obscurité et pendant 5
jours d'incubation d'un échantillon préalablement
ensemencé, temps qui assure l'oxydation biologique d'une fraction de
matière organique carbonée.
La DBO5 est un paramètre intéressant pour
l'appréciation de la qualité des eaux : dans les eaux pures elle
est inférieure à 1 mg d'(O2)/l, et quand elle dépasse les
9 mg/l l'eau est considérée comme étant impropre (GOMELLA
et GUERREE, 1978).
1.3.1.5. La demande chimique en oxygène (DCO) :
La demande chimique en oxygène (DCO), exprimée
en mg d'(O2)/l, correspond à la quantité d'oxygène
nécessaire pour la dégradation par voie chimique est dans des
conditions définies de la matière organique ou inorganique
contenue dans l'eau (GROSCLAUDE, 1999). Elle représente donc, la teneur
totale de l'eau en matières oxydables.
1.3.1.6. Les matières oxydables (MO) :
C'est un paramètre utilisé par les agences de
l'eau pour caractériser la pollution organique de l'eau, il se
définit à partir de la DBO5 et de la DCO selon la formule
suivante (BADIA-GONDARD, 2003) :
MO = (2×DBO5 + DCO)/3
1.3.1.7. Le carbone organique total (COT) :
Le carbone organique est constitué d'une grande
diversité de composés organiques à plusieurs états
d'oxydation, dont certains sont susceptibles d'être oxydés par des
procédés chimiques ou biologiques. Ces fractions sont
caractérisées par la demande chimique en oxygène (DCO) et
la demande biologique en oxygène (DBO).
Certaines matières organiques échappent
à ces mesures ; dans ce cas, le dosage du COT est mieux adapté.
Il est indépendant de l'état d'oxydation de la matière
organique et ne mesure pas les éléments inorganiques tels que
l'azote et l'hydrogène qui peuvent êtres pris en compte par la DCO
et la DBO.
La détermination porte sur les composés
organiques fixés ou volatils, naturels ou synthétiques,
présents dans les eaux résiduaires (cellulose, sucres, huiles,
etc.). Suivant que l'eau a été préalablement
filtrée ou non, on obtiendra le carbone dissous (COD) ou le carbone
total (COT). Cette mesure permet de faciliter l'estimation de la demande en
oxygène liée aux rejets, et d'établir
éventuellement une corrélation avec la DBO et la DCO.
Les méthodes de dosage du carbone organique utilisent
toutes le même principe, qui consiste à oxyder le carbone
organique en dioxyde de carbone. Cette oxydation peut être obtenue par
combustion, irradiation UV, oxydation chimique ou par tous autres
procédés appropriés. Le dioxyde de carbone est ensuite
mesuré, soit directement, par un analyseur infrarouge ou par toutes
méthodes covenant à son dosage, soit réduit en
méthane et analysé par un décanteur à ionisation de
flamme (RODIER et al, 1996).
1.3.1.8. L'azote et le phosphore :
Les teneurs en azote et en phosphore sont également
des paramètres très importants. Les rejets excessifs de phosphore
et d'azote contribuent à l'eutrophisation des lacs et des cours
d'eau.
1.3.1.8.1. L'azote :
Dans les eaux usées domestiques, l'azote est sous
forme organique et ammoniacale, on le dose par mesure du N-NTK (Azote Totale
Kjeldahl) et la mesure du N-NH4. La concentration du N-NTK est de l'ordre de 15
à 20% de celle de la DBO. L'apport journalier est compris entre 10 et
15g par habitant (GROSCLAUDE, 1999).
Azote Kjeldahl = Azote ammoniacal + Azote organique (GAUJOUS,
1995).
L'azote organique, composant majeur des protéines, est
recyclé en continu par les plantes et les animaux.
L'azote ammoniacal est présent sous deux formes en
solution, l'ammoniac NH3 et l'ammonium NH4+, dont les proportions
relatives dépendent du pH et de la température. L'ammonium est
souvent dominant ; c'est pourquoi, ce terme est employé pour designer
l'azote ammoniacal (AMINOT et CHAUSSEPIED, 1983). En milieu oxydant, l'ammonium
se transforme en nitrites puis en nitrates ; ce qui induit une consommation
d'oxygène (GAUJOUS, 1995).
· Nitrites (NO2-) :
Les ions nitrites (NO2-) sont un stade
intermédiaire entre l'ammonium (NH4+) et les ions nitrates
(NO3-). Les bactéries nitrifiantes (nitrosomonas)
transforment l'ammonium en nitrites. Cette opération, qui
nécessite une forte consommation d'oxygène, est la nitritation.
Les nitrites proviennent de la réduction bactérienne des
nitrates, appelée dénitrification.
4 NH4+ + 7 O2 (Nitrosomonas) 4 NO2- + 6
H2O + 4 H+
Les nitrites constituent un poison dangereux pour les
organismes aquatiques, même à de très faibles
concentrations. Sa toxicité augmente avec la température. Ils
provoquent une dégradation de l'hémoglobine du sang des poissons
qui ne peut plus véhiculer l'oxygène. Il en résulte la
mort par asphyxie (SEVRIN-REYSSAC et al, 1995). Chez les nourrissons,
l'inaptitude du sang à transporter l'oxygène est la
méthémoglobinémie (GAUJOUS, 1995).
· Nitrates (NO3-) :
Les nitrates constituent le stade final de l'oxydation de
l'azote organique dans l'eau. Les bactéries nitratantes (nitrobacters)
transforment les nitrites en nitrates.
Cette réaction appelée nitratation s'accompagne
aussi d'une consommation d'oxygène (SEVRIN-REYSSAC et al, 1995).
2 NOi + O2 (Nitrobacters) 2 NO3-
Les nitrates ne sont pas toxiques ; mais des teneurs
élevées en nitrates provoquent une prolifération algale
qui contribue à l'eutrophisation du milieu. Leur potentiel danger reste
néanmoins relatif à leur réduction en nitrates.
Azote global = Azote Kjeldahl + Nitrites + Nitrates
(SEVRIN-REYSSAC et al, 1995). 1.3.1.8.2. Phosphore :
Le phosphore est présent dans l'eau sous plusieurs
formes : phosphates, polyphosphates, phosphore organique ... ; les apports les
plus importants proviennent des déjections humaines et animales, et
surtout des produits de lavage. Les composés phosphorés sont
indésirables dans les réservoirs de distribution d'eau potable,
parce qu'ils contribuent au développement d'algues et plus
généralement du plancton aquatique.
Agents d'eutrophisation gênant dans le milieu naturel,
les phosphates n'ont pas d'incidence sanitaire et les polyphosphates sont
autorisés comme adjuvants pour la prévention de l'entartrage dans
les réseaux (BONTOUX, 1993).
1.3.1.9. Oligo-éléments et les toxiques
minéraux :
Les oligo-éléments sont toujours
présents dans l'eau en quantités très faibles. Leur
présence est généralement indispensable au
développement des êtres vivants, et leur absence peut entrainer
des carences. A plus fortes concentrations, ils deviennent toxiques.
La plupart sont désignés comme étant
"métaux lourds", bien que tous ne soient pas des métaux ; ces
éléments sont soumis à des normes, particulièrement
en eau potable, mais aussi en rejets industriels, pour les boues
d'épuration valorisable en agriculture, pour les épandages de
boues de curage de rivières ... (GAUJOUS, 1995).
1.3.2. Les paramètres bactériologiques :
Les bactéries sont couramment recherchées dans
l'eau, principalement comme témoins de contamination fécale
(GAUJOUS, 1995).
L'OMS (1979) a choisi plusieurs témoins
répondant à certaines exigences ; il s'agit des coliformes, des
streptocoques fécaux du groupe D de LANCFIELD (1933), et parfois les
Clostridium perfringens.
La raison de ce choix réside dans le fait que la
numération de ces bactéries est beaucoup plus simple est rapide
entre 24 et 48h, que celle des germes pathogènes ;
généralement plusieurs jours avec nécessité
d'identification sérologique (GAUTHIER et PIETRI, 1989).
1.3.2.7. Les coliformes totaux (CT) :
Les coliformes sont des bâtonnets, anaérobies
facultatifs, gram (-) non sporulants permettant l'hydrolyse du lactose à
35°C (OMS, 1979).
Les coliformes regroupent les genres Echerichia, Citrobacter,
Entérobacter, Klébsiella, Yersinia, Serratia (RODIER et al, 1996
; JOLY et REYNAUD, 2003).
La recherche et le dénombrement de l'ensemble des
coliformes (coliformes totaux), sans préjuger de leur appartenance
taxonomique et de leur origine, est capital pour la vérification de
l'efficacité d'un traitement désinfectant et est d'un
intérêt nuancé pour déceler une contamination
d'origine fécale (RODIER et al, 1996).
1.3.2.8. Les coliformes fécaux (CF) :
Les coliformes fécaux, ou coliformes
thérmotolérants, sont un sous groupe des coliformes totaux
capables de fermenter le lactose à une température de 44°C.
Ce sont des bâtonnets Gram (-), aérobies et facultativement
anaérobies ; non sporulants, on les désigne souvent sous le nom
d'Eschericia Coli bien que le groupe comporte plusieurs souches
différentes (Citrobacter freundii, Entérobacter
aérogènes, Klebsiella pneumoniiae ...etc.) (OMS, 1979 ; RODIER et
al, 1996 ; JOLY et REYNAUD, 2003).
La recherche et le dénombrement des coliformes
fécaux est un examen proposé en raison d'une concordance
statistique entre leur présence et l'existence d'une contamination
fécale quasi certaine (RODIER et al, 1996).
1.3.2.9. Les Streptococcus fécaux :
Sont considérées comme streptocoques
fécaux, toutes les bactéries Gram (+) de forme oblongue ou de
cocci sphériques légèrement ovales (OMS, 1979). Ils se
disposent, le plus souvent, en diplocoques ou en chainettes (LECLERC et al,
1995 ; JOLY et REYNAUD, 2003).
Selon la classification sérologique de Lancefield
(1933), 5 espèces sont reconnues parmi les streptocoques fécaux
(streptocoques du groupe D). Il s'agit de : S.bovis, S.equinus, S.avium,
S.faecalis et S.faecium, car les autres streptocoques ont une origine
fécale douteuse.
Ils sont des témoins de contamination fécale
assez résistant, y compris dans les milieux salés (GAUJOUS,
1995). Ils peuvent aussi se multiplier dans les milieux présentant des
pH allant jusqu'à 9.6, on peut par conséquent les utiliser comme
indicateurs d'organismes pathogènes qui ont une résistance
similaire au pH élevé (OMS, 1979).
1.3.2.10. Les Clostridium sulfito-réducteurs :
Ils peuvent être considérés comme des
germes fécaux ; ce sont aussi des germes telluriques, et de ce fait,
aucune spécificité d'origine fécale ne peut être
attribuée à leur mise en évidence. Dans une telle optique
d'interprétation, il y a intérêt à ne chercher que
les espèces les plus susceptibles d'être fécales, c'est le
cas en particulier de Clostridium perfringens (RODIER et al, 1996). Les
Clostridium perfringens sont des bâtonnets anaérobies, Gram(+),
sporulants et qui réduisent les sulfites en sulfures en 24 à 48
heures (OMS, 1979).
Ils sont excrétés par l'homme et les animaux, on
les trouve régulièrement dans les matières fécales
humaines, leur densité est la suivante (OMS, 1979) :
· Excréments humains 106 à 108 /g ;
· Eaux usées non traitées 103 /ml.
Ils sont employés comme indicateurs dans l'étude
des pollutions littorales pour un certain nombre de raisons (OMS, 1979) :
· Ils se trouvent en abondance dans les eaux usées
qui sont principalement d'origine humaine ;
· Ils ne se multiplient pas dans les sédiments ;
· Ils survivent longtemps dans les sédiments, ce qui
permet de déceler une pollution ancienne ou intermittente (RODIER et al,
1996).
1.4. L'équivalent habitant (EH) :
Un équivalent habitant correspond à la pollution
quotidienne que génère un individu. Chacun est sensé
utiliser 180 à 300 l d'eau par jour.
La quantité de pollution journalière produite
par un individu est estimée à 57 g de matières oxydables
(MO), 90 g de matières en suspension (MES), 15 g de matières
azotées (MA), et 4 g de matières phosphorées (MP). Enfin,
la concentration des germes est généralement de l'ordre de 1
à 10 milliards de germes pour 100 ml (BADIA- GONDARD, 2003).
1.5. Les normes algériennes de rejet d'effluents :
Les eaux usées collectées, dans les
réseaux urbains ou les eaux usées directement émises par
les industries, ne doivent être rejetées dans un milieu
récepteur naturel (rivière, lac, littoral marin, ou terrain
d'épandage) que lorsqu'elles correspondent à des normes
fixées par voie réglementaire.
Le Décret exécutif n° 93-160 du 10 Juillet
1993, du Journal Officiel de la République Algérienne
réglementant les rejets d'effluents liquides dans son chapitre I,
article 2 (voir annexe 1), définit un rejet comme tout
déversement, écoulement, jets, dépôts directs ou
indirects d'effluents liquides dans le milieu naturel et fixe, en son annexe,
les valeurs limites de ce rejet.
Ces mêmes valeurs viennent d'être
renforcées par un nouveau texte réglementaire ; le Décret
Exécutif n° 06-141 du 20 Rabie El Aouel 1427 correspondant au 19
Avril 2006, section 1, article 3 (voir annexe 2). Les valeurs limites maximales
de rejet d'effluents fixées par ces deux décrets sont
regroupées dans le tableau 1.
